UNIVERSIDADE ESTADUAL DE CAMPINAS
INSTITUTO DE BIOLOGIA
CAMILA ALVEZ ISLAS
FATORES INFLUENCIANDO ASSEMBLEIAS DE
MAMÍFEROS EM PAISAGENS RURAIS: CONTRIBUIÇÕES
PARA O MANEJO
FACTORS INFLUENCING MAMMAL ASSEMBLAGES IN
RURAL LANDSCAPES: CONTRIBUTIONS TO MANAGEMENT
CAMPINAS
2019
CAMILA ALVEZ ISLAS
FATORES INFLUENCIANDO ASSEMBLEIAS DE MAMÍFEROS EM PAISAGENS RURAIS: CONTRIBUIÇÕES PARA O MANEJO
FACTORS INFLUENCING MAMMAL ASSEMBLAGES IN RURAL LANDSCAPES: CONTRIBUTIONS TO MANAGEMENT
Tese apresentada ao Instituto de Biologia da Universidade Estadual de Campinas como parte dos requisitos exigidos para a obtenção do Título de Doutora em Ecologia.
Thesis presented to the Institute of Biology of the University of Campinas in partial fulfillment of the requirements for the degree of Doctor in Ecology
Orientador: CRISTIANA SIMÃO SEIXAS
CAMPINAS
2019
ESTE ARQUIVO DIGITAL CORRESPONDE À
VERSÃO FINAL DA TESE DEFENDIDA PELA
ALUNA CAMILA ALVEZ ISLAS E ORIENTADA
PELA CRISTIANA SIMÃO SEIXAS.
Campinas, 25/06/2019.
COMISSÃO EXAMINADORA
Prof.(a) Dr.(a). Cristiana Simão Seixas
Prof.(a). Dr.(a) Luciano Martins Verdade
Prof.(a) Dr(a). Martin Francisco Pareja Piaggio
Prof.(a) Dr(a). Wesley Rodrigues Silva
Prof.(a) Dr(a). Renata Pardini Os membros da Comissão Examinadora acima assinaram a Ata de Defesa, que se encontra no processo de vida acadêmica do aluno.
DEDICATÓRIA
A nossa história é reflexo de quem somos e do que vemos ao nosso redor. Jamais devemos
esquecê-la ou ignorá-la.
“É impossível imaginar como era a Mata Atlântica antes da chegada dos primeiros homens
[seres humanos], há cerca de treze mil anos, quando teve início o processo de interação entre
o homem [Homo sapiens] e a natureza americana e a consequente intervenção na floresta.
Primeiro foram os caçadores-coletores, depois os agricultores itinerantes...”
― Warren Dean, 1996.
E é impossível mudar o passado, mesmo suas piores partes.
“...mas o processo se acelerou com a chegada dos portugueses “...tropeçaram em um meio
continente movidos por cobiça e virtude, sem se deixarem levar por compaixão ou mesmo por
curiosidade”... E produziram tamanha devastação entre seus moradores ‘primitivos’ que, no
prazo de um século, quase todos estavam mortos e suas sociedades em ruínas”.
― Warren Dean, 1996.
Porém, compreender o passado possibilita que possamos definir para onde queremos ir, ou ao
menos para onde definitivamente não queremos. Afinal,
“If you don't know where you want to go, then it doesn't matter which path you take”
― Lewis Carroll, Alice in Wonderland
Ou, em uma linguagem mais familiar...
“Gostaria de perguntar por onde é que vocês estão indo”
― Ailon Krenak, Líder indígena
Surge uma pergunta. Quem pode dizer para onde devemos ir? Eu não sei dizer, mas é preciso
lembrar que
“Cada um lê com os olhos que tem. E interpreta a partir de onde os pés pisam. Todo ponto de
vista é a vista de um ponto”.
― Leonardo Boff
Surge outra pergunta. Para onde deveríamos ir? Eu também não sei dizer, mas posso apontar
três coisas que não podem faltar:
Igualdade
“I raise up my voice, not so I can shout but so that those without a voice can be heard...we
cannot succeed when half of us are held back”.
― Malala Yousafzai
Intenção
“You cannot get through a single day without having an impact on the world around you.
What you do makes a difference and you have to decide what kind of a difference you want to
make”.
—Jane Goodall
Transformação
“Never doubt that a small group of thoughtful, committed citizens can change the world;
indeed, it is the only thing that ever has”.
—Margaret Mead
Para alguns, pode soar ingênuo, mas afinal, para que serve a utopia?
“La utopía está en el horizonte. Camino dos pasos, ella se aleja dos pasos y el horizonte se
corre diez pasos más allá. ¿Entonces para que sirve la utopía? Para eso, sirve para
avanzar”.
—Eduardo Galeano
De qualquer forma, apenas uma coisa é certa:
“The future will be green, or not at all”.
– Jonathon Porritt
AGRADECIMENTOS
Sendo o doutorado um longo e complexo processo de aprendizado pessoal e
profissional é inviável, se não profundamente injusto, mencionar ou ranquear a contribuição de
todas as pessoas e instituições que colaboraram, apoiaram, subsidiaram ou influenciaram o
desenvolvimento desta pesquisa e a minha caminhada durante os últimos quatro anos e bem
além deles. Pois, afinal, a concepção das ideias que são o cerne desta Tese e mesmo o que me
motivou jornadear até aqui poderiam ser rastreados até o desenvolver de minha infância ou para
além disso. Ousaria dizer que cada ser que cruzou meu caminho poderia encontrar uma marca
sua aqui, pois, como disse Eduardo Galeano “Los científicos dicen que estamos hechos de
átomos, pero a mí un pajarito me contó que estamos hechos de historias”. Portanto, deixo aqui
meu agradecimento sincero a todos esses seres (humanos ou não) e me proponho a registrar
aqui apenas quem não poderia deixar de ser mencionado.
Agradeço à minha família, em especial mãe, pai, avós e avôs por terem dedicado
grande parte de sua vida a mim e por terem feito de minha educação sempre uma prioridade.
Aos sogros, cunhados, tios e tias, por terem torcido e dado força em todo o processo. À todos
por serem parte de mim.
Agradeço ao Samuel, quem acompanhou cada um dos 1.575 dias deste processo e que
foi sempre amor, apoio, compreensão, companheirismo e felicidade. Não há dúvidas de que
sem sua presença a vida não teria sido tão colorida em todos esses dias e além.
Agradeço aos meus grandes amigos e companheiros de vida, de “Sibipiruna” (Luís
Vicentim Sobrinho 228) e/ou de pós-graduação, pois foram companhia e amor e enchem meu
coração de felicidade. Em especial, àqueles que também acompanharam e auxiliaram neste
processo de perto: Lucas, Thuane, Alice, Luciana, Ana Carolina, Deborah, Juliana, Marta,
Rafael, Amanda, Pietro, Mariana, Ana Flávia, Marcela, Kelly, Gabriel; ou que de certa forma
são parte deste trabalho: Maraísa, Greici, André, Vinícius, Gasta. Agradeço aos que me
receberam e se tornaram amigos no inesquecível Silwood Park: Jenna, Paula, Carmen, Jack,
Edicson e Marco.
Agradeço à Cristiana, exatamente como o fiz em minha dissertação de mestrado, pois
o sentimento apenas se fortaleceu ao longo do tempo e porque sem seu primeiro “sim” tudo
seria diferente: “Agradeço... por tudo. Pela dedicação, pela paciência, pelo conhecimento
passado, por ter feito desta dissertação [Tese] realidade, mas, principalmente, pela oportunidade
e pela confiança. Pela oportunidade de estar aqui, de ter chegado até aqui, o que possibilitou
todo o resto, uma infinidade de realizações na vida acadêmica e pessoal. Pela confiança
depositada desde o primeiro dia, sempre”.
Agradeço a todos os membros de meu querido grupo de pesquisa em Gestão e
Conservação de Recursos de uso Comum (CGcommons). Neste, onde tive grande parte das
oportunidades de desenvolvimento como pesquisadora, professora e extensionista nos últimos
seis anos. Onde aprendi e me capacitei, imensuravelmente, sobre os temas mais fascinantes da
área socioambiental. Onde tive oportunidades inimagináveis e onde recebi os apoios mais
necessários. Também agradeço a todos os membros do LEME (Laboratório de Ecologia e
Manejo de Ecossistemas), muitos dos quais foram meus colegas de mestrado e doutorado,
acompanhando em parte ou toda a minha trajetória na pós-graduação.
Agradeço a todos os moradores do Vale do Paraíba que participaram desta pesquisa, por
terem doado um pouco ou muito do seu tempo, e principalmente de seu conhecimento, para
tornar realidade este trabalho. Espero ter deixado claro, em cada parte desta escrita, o valor e a
importância de abrir espaço para essa colaboração no contexto científico. Esta pesquisa só se
tornou realidade porque cada morador (a) e trabalhador (a) rural compartilhou comigo um
pequeno pedacinho de seu conhecimento sobre a mastofauna e, assim, nos possibilitou construir
um amplo cenário desse sistema socioecológico que são as paisagens rurais dessa região.
Agradeço aos meus acompanhantes de campo, Ivanilzia, Edivaldo e Pedro pela
companhia e pela constante simpatia, certamente deram leveza a uma etapa da pesquisa que,
apesar de prazerosa, é intensa e cheia de desafios.
Agradeço à Cristina Banks-Leite e a Imperial College London, por terem me recebido
no intercâmbio e terem me proporcionado uma experiência única. À Cristina, por ter apoiado e
proporcionado os meios necessários para o desenvolvimento de uma parte desta Tese.
Agradeço à Community Conservation Research Network (CCRN) e seus pesquisadores
pelas inúmeras oportunidades que me proporcionaram no ambiente acadêmico.
Agradeço aos membros do meu Comitê de Acompanhamento de Tese Luciano Verdade
e Juliana Farinaci pelas contribuições que fizeram ao longo de todo o processo de construção
desta pesquisa. Certamente, a visão de ambos me ajudou a direcionar os rumos desta pesquisa
e sua qualidade é reflexo desse suporte.
Agradeço aos pesquisadores que colaboraram diretamente comigo em partes desta
pesquisa, Cristina Banks-Leite, Jack Hatfield, Luciano Verdade e Juliana Farinaci. Agradeço
também ao Ramon Bicudo pelo fornecimento dos dados de geoprocessamento e classificação
dos usos e coberturas da terra das paisagens investigadas nesta pesquisa e pelas oportunidades
de discussão, o que representou grande auxílio para o desenvolvimento desta Tese.
Agradeço aos membros e suplentes de minha pré-banca e banca de doutorado, Luciano
Verdade, Martín Pareja, Eleonore Setz, Renata Pardini, Wesley Silva, Cristina Adams, Patrícia
Torres e Ramon da Silva. Fico grata e me sinto honrada de ter pesquisadores que admiro tanto
contribuindo de forma tão primorosa com este trabalho.
Agradeço às agências de fomento pelo financiamento parcial desta pesquisa. O presente
trabalho foi realizado com apoio da i) Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível
Superior – Brasil (CAPES) - Código de Financiamento 001; ii) do Conselho Nacional de
Desenvolvimento Científico e Tecnológico (CNPQ) – Processo 140040/2016-1; iii) da
Fundação de Amparo à Pesquisa do Estado de São Paulo (FAPESP) – Projeto SINTESIS
Processo 15/19439-8; e iv) da Social Sciences and Humanities Research Council (SSHRC) do
Canadá através da Community Conservation Research Network.
RESUMO
A acelerada perda de biodiversidade em nível global é um dos maiores desafios ambientais na
atualidade. Os mamíferos, em especial os de médio e grande porte, são um dos táxons que tem
apresentado altas taxas de defaunação. As paisagens rurais são fundamentais para o manejo da
mastofauna, pois representam uma parte importante do território utilizado por esse táxon. Essas
paisagens possuem múltiplos fatores ambientais e socioeconômicos que afetam a estrutura das
assembleias de mamíferos e, todavia, pouco se compreende sobre esses efeitos. Nesse contexto,
esta pesquisa tem por objetivo geral investigar que mudanças têm ocorrido, e que fatores têm
influenciado essas mudanças, na estrutura das assembleias de mamíferos de médio e grande
porte (>1kg) em paisagens rurais nas últimas três décadas, a fim de gerar informações para
fomentar estratégias integradas de gestão ambiental e desenvolvimento local. Desenvolvemos
este estudo na porção sul da região do Vale do Paraíba, São Paulo, Brasil. A coleta de dados
consistiu de três etapas principais: revisão de literatura e reunião de dados sobre parâmetros
estruturais da área de estudo (e.g., cobertura vegetal, distância das paisagens às rodovias),
entrevistas com atores-chave (n=10) e condução de surveys com moradores em 30 paisagens
rurais (n=300) de 1250ha cada. Como produtos apresentamos cinco capítulos que propõem
avanços teóricos (Capítulo 1) e metodológicos (Capítulo 2), bem como buscam contribuir
(Capítulos 3, 4 e 5) para abordar/compreender como os fatores ambientais e socioeconômicos
das paisagens rurais interagem e afetam as assembleias de mamíferos nessas áreas. Nossos
resultados sugerem que três dimensões afetaram e estão afetando as assembleias de mamíferos
nessas paisagens: condicionantes socioeconômicos e ambientais que moldaram as paisagens
rurais do Vale do Paraíba ao longo do tempo, as características estruturais e socioeconômicas
atuais das paisagens rurais e as interações ser humano-fauna. Em uma perspectiva histórica, i)
estratégias de conservação implementadas na segunda metade do século passado (e.g., unidade
de conservação, leis de regulação da caça e de proteção da vegetação nativa), ii) um processo
de êxodo rural e de mudança gradual no perfil do morador rural dessa região (transição no
interesse na produção agropecuária para o interesse no turismo e na conservação) e iii) um
consequente processo de transição florestal (i.e., aumento líquido na cobertura vegetal nativa)
na região resultaram na proteção parcial dos ecossistemas florestais da região e possivelmente
da mastofauna. Atualmente, as assembleias de mamíferos de médio e grande porte que
apresentam maior riqueza são as que estão mais próximas da área protegida, em paisagens com
maior cobertura vegetal, com propriedades rurais de tamanhos maiores e com menor número
de moradores. As interações ser humano-fauna também se transformaram nas últimas décadas
nas paisagens investigadas. A caça parece ter sido a principal interação entre os produtores
rurais e a mastofauna em décadas anteriores, porém atualmente também se destacam interações
com prejuízos para produção agropecuária e de cuidado para manutenção da mastofauna.
Estratégias de monitoramento da fauna, para diminuir perdas na produção agrícola e que
promovam o desenvolvimento socioeconômico integrado à conservação podem informar a
gestão das paisagens rurais e favorecer a coexistência entre populações humanas e mamíferos
de médio e grande porte no Vale do Paraíba.
Palavras-chave: Efeitos antropogênicos, Conservação, Ecologia de Comunidades, Ecologia de
paisagem
ABSTRACT
The accelerating decline of biodiversity on a global scale is one of the most relevant
environmental challenges faced today, especially when considering medium and large-sized
mammals which have registered high defaunation rates. Rural landscapes are essential for
mammal management as they represent an important part of the territory used by this taxon.
These landscapes have multiple environmental and socioeconomic factors which affect the
structure of mammal assemblages, effects which are still poorly understood. In this context, the
overall goal of this research is to investigate which changes have occurred, and which factors
have influenced these changes, in the structure of medium and large size (>1kg) mammal
assemblages in rural landscapes over the last three decades. Broadly speaking, this study aims
to generate information to support integrated strategies of environmental conservation and local
development. We developed this study in the southern portion of the Paraíba Valley, São Paulo,
Brazil. Data collection consisted of three main phases: a literature review and the measurement
of structuring parameters of rural landscapes (e.g., forest cover, distance from highways),
interviews with key-stakeholders (n=10) and conduction of surveys with inhabitants (n=300) in
30 rural landscapes (1250ha). As products we present five Chapters which propose theoretical
(Chapter 1) and methodological (Chapter 2) advances, as well as seeking to contribute (Chapter
3, 4 and 5) to comprehend how environmental and social factors of rural landscapes interact
and affect mammal assemblages in those areas. Our results suggest that three dimensions
influenced and are affecting mammal assemblages in these landscapes: socioeconomic and
environmental drivers which shaped the rural landscapes of the Paraíba Valley, current
structuring and socioeconomic characteristics of rural landscapes and human-wildlife
interactions. In a historical perspective, i) restrictive conservation strategies implemented in the
last century (e.g., a protected area, laws regulating hunting and the protection of native
vegetation), ii) a process of rural out-migration and changes in the profile of rural inhabitants
of this region (a transaction from an interest in farming production to an interest in tourism and
nature conservation), iii) and a consequent process of forest transition (i.e., net increase in native
forest cover) in the region resulted in the partial protection of regional forest ecosystems and
possibly of wild mammals too. At present, the medium and large size mammal assemblages,
which present the greatest richness, are those in landscapes closest to the protected area, with
higher percentages of vegetation coverage, with larger farms and with fewer inhabitants.
Human-wildlife interactions were also transformed in the last decades in the investigated
landscapes. Hunting seems to have been the main interaction between rural inhabitants and wild
mammals in previous decades, but nowadays interactions related to losses in agricultural
production and mammal stewardship also being highlighted. Strategies to monitor wildlife, to
decrease losses in farming and to promote socioeconomic development integrated towards
conservation can inform management of rural landscapes and favour the coexistence between
rural populations and mammals of medium and large size in the Paraíba Valley.
Key-words: Anthropogenic effects, Conservation, Community Ecology, Landscape Ecology
SUMÁRIO
INTRODUÇÃO ...................................................................................................................... 13
Padrões locais em um cenário global de perda da biodiversidade ................................. 13
Efeitos antropogênicos como fatores determinantes influenciando assembleias de
mamíferos ............................................................................................................................ 16
Gestão de paisagens rurais e manejo da mastofauna ...................................................... 18
OBJETIVO GERAL .............................................................................................................. 21
OBJETIVOS ESPECÍFICOS ................................................................................................ 21
MÉTODOS GERAIS ............................................................................................................. 22
Área de estudo ..................................................................................................................... 22
Coleta e análise de dados .................................................................................................... 23
ESTRUTURA DA TESE ....................................................................................................... 28
CAPÍTULO 1 - Rethinking Community Ecology through the lens of social-ecological
systems ..................................................................................................................................... 30
CAPÍTULO 2 - Wildlife-Human Survey: uma ferramenta para o levantamento rápido
de mamíferos e atividades humanas ..................................................................................... 51
CAPÍTULO 3 - Understanding past and present to prepare for the future: human-
wildlife coexistence in rural landscapes ................................................................................ 82
CAPÍTULO 4 - How do socioeconomic features of the landscape affect mammal
communities, guilds and species patterns in rural landscapes? ....................................... 111
CAPÍTULO 5 - Desafios para um diagnóstico da Caça no Brasil e na região Centro-Sul:
Uma Revisão Bibliográfica .................................................................................................. 134
DISCUSSÃO E CONSIDERAÇÕES FINAIS ................................................................... 154
REFERENCIAS ................................................................................................................... 165
APÊNDICE I ......................................................................................................................... 197
APÊNDICE II ....................................................................................................................... 199
ANEXO I ............................................................................................................................... 204
ANEXO II .............................................................................................................................. 209
ANEXO III ............................................................................................................................ 212
ANEXO IV ............................................................................................................................ 214
13
INTRODUÇÃO
A fauna silvestre não respeita divisões geopolíticas, nem tem seu deslocamento
completamente interrompido por barreiras construídas (e.g., cercas, estradas), circulando tanto
dentro de unidades de conservação como em paisagens antropizadas (Verdade et al. 2014). As
unidades de conservação são uma das principais estratégias de conservação incentivadas pelo
governo brasileiro e ao redor do mundo, apesar de abrangerem uma parcela muito pequena do
território nacional (Tabarelli et al. 2005, Mercadante 2007, Van Dyke 2008). Enquanto isso,
espécies da fauna silvestre têm persistido em diversas configurações de paisagens sob influência
humana (e.g., urbana, semiurbana, agrícola), em geral sem ações formais de gestão (Verdade et
al. 2014). Como então é possível integrar o manejo de mamíferos ao desenvolvimento local em
paisagens rurais, de forma que essas áreas atuem como espaços de conservação junto às
atividades da população humana? Esta pesquisa explora essa pergunta a partir de três tópicos
principais apresentados a seguir: “Padrões locais em um cenário global de perda da
biodiversidade”, “Efeitos antropogênicos como fatores determinantes influenciando
assembleias de mamíferos” e “Gestão de paisagens rurais e manejo da mastofauna”.
Padrões locais em um cenário global de perda da biodiversidade
As transformações no uso e cobertura da terra, e a consequente degradação dos
ecossistemas e perda da biodiversidade são problemas socioambientais e econômicos de nível
global (Foley et al. 2005, Barnoski et al. 2012, Cardinale et al. 2012, Steffen et al. 2015,
Newbold et al. 2015, 2016). A defaunação, termo que se refere à perda de indivíduos e
populações de animais silvestres (Dirzo 2001, Dirzo et al 2014) tem sido expressiva nos últimos
500 anos (Barnoski et al. 2011). Estima-se que nesse período pelo menos 322 espécies de
vertebrados foram extintas, 16 a 33% tornaram-se ameaçadas globalmente (IUCN 2014,
Hoffmann et al. 2010) e suas populações perderam 28% ou mais de seus indivíduos (Collen et
al. 2009).
No Brasil, um dos países com maior riqueza de mamíferos (Paglia et al. 2012), as
principais ameaças a esse táxon são a perda e fragmentação de hábitat, a caça, o abate motivado
por interações negativas com a população humana e o comércio ilegal (Chiarello et al. 2008,
Bogoni et al. 2018). Para o bioma Mata Atlântica se estimam altos índices de defaunação
(média entre 0,55 a 0,71) e uma redução média de 72,5% na riqueza de espécies das assembleias
de mamíferos nos últimos séculos (Bogoni et al. 2018). Enquanto os mamíferos de pequeno
porte apresentam menores índices de defaunação, os predadores de topo de cadeia apresentam
índices preocupantes (Bogoni et al. 2018). A perda de diversidade de mamíferos tem impactos
14
sobre funções e serviços ecossistêmicos essenciais, como a predação e dispersão de sementes
(Matías et al. 2010), controle de espécies invasoras (Dorcas et al. 2012), transferência de
energia entre ecossistemas (McCauley 2012), ciclagem de nutrientes, decomposição e
qualidade da água (Dirzo et al. 2014). Esses impactos podem ter consequências evolutivas,
como a diminuição ou interrupção da dispersão de grandes sementes devido ao desaparecimento
de seus dispersores (Palumbi 2001, Stoner et al. 2007, Estes et al. 2013) e a consequente
diminuição do sequestro de carbono da atmosfera (Bello et al. 2015). É extremamente
preocupante que a maioria dessas ameaças continue aumentando em nível global, diminuindo
cada vez mais a diversidade do grupo (Butchart et al. 2010) e gerando efeitos desconhecidos
nos ecossistemas.
Frente a esse cenário global alarmante parece incoerente buscar resultados
diferentes em níveis regionais e locais, já que se espera que a perda de diversidade global seja
consequência direta da perda de diversidade em níveis menores. No entanto, a literatura tem
apresentado dados diferentes do esperado e muito mais complexos (McGill et al. 2015).
Estudos empíricos recentes mostram que em muitos ambientes marinhos e terrestres a riqueza
de espécies não está diminuindo e, por vezes, até aumentou local e regionalmente, considerando
táxons variados (Sax et al. 2002, Vellend et al. 2013, Dornelas et al. 2014, Supp & Ernest
2014). Sax e colaboradores (2002) detectaram que em ilhas oceânicas, a riqueza total de aves
terrestres permaneceu semelhante ao longo do tempo, enquanto a de plantas vasculares chegou
a aumentar, apesar do processo de ocupação das ilhas pelos humanos. Em uma meta-análise
global, Vellend e colaboradores (2013) não detectaram, em média, mudança líquida na riqueza
de espécies vegetais em nível local ao longo do tempo. No mesmo sentido, Dornelas e
colaboradores (2014) analisaram temporalmente 100 assembleias de animais e plantas ao redor
do mundo e, ao contrário do que esperavam, não detectaram perda sistemática de diversidade
local. No entanto, em todos os estudos foi identificado uma mudança na composição das
espécies nas assembleias e comunidades, apontando para a substituição ao longo do tempo ao
invés de uma perda sistemática de espécies.
O padrão encontrado nas comunidades biológicas pode ter algumas explicações. A
diversidade em nível global (diversidade gama γ) não é uma função aditiva da diversidade em
níveis locais (diversidade alfa α). Isso acontece porque pode ocorrer, por exemplo, imigração
de espécies de outras localidades, sejam elas nativas ou exóticas (Sax & Gaines 2003, Ellis et
al. 2012, Pereira et al. 2012, Vellend et al. 2013). Essa relação entre a diversidade global e
local aponta para uma situação preocupante. Ainda que não seja detectada a diminuição da
riqueza ou abundância de espécies em uma comunidade, mudanças em sua composição podem
15
resultar em perda de diversidade funcional e filogenética, comprometendo processos evolutivos
(Faith et al. 2010). Essa mudança pode acarretar consequências não apenas para os
ecossistemas, mas também para os serviços ecossistêmicos (e.g., alimento, matéria prima,
ciclagem de nutrientes, controle de pragas) e para o bem-estar humano (e.g., garantia de
materiais básicos para uma boa vida, saúde, segurança) (Petchey & Gaston 2002, Graham et al.
2009, Cadotte et al. 2011).
O contexto socioambiental no qual as comunidades biológicas estão inseridas ao
longo do tempo também possui papel fundamental para explicar sua estrutura e possíveis
resultados dissonantes do panorama global. Por exemplo, há comunidades biológicas que
enfrentam perda massiva de habitat há apenas algumas décadas (e.g., regiões isoladas na
Amazônia - Morrison et al. 2007), outras há alguns séculos (e.g., regiões de Mata Atlântica no
litoral brasileiro - Dean 1996) e outras, ainda, há alguns milênios (e.g., ilhas no pacífico –
Redman 1999). Nesses diferentes cenários, evidenciam-se processos adaptativos e evolutivos
particulares ocorrendo nas comunidades (Ashley et al. 2003). Enquanto alguns táxons são
extintos, outros são resistentes aos efeitos da presença humana, persistindo em habitats
modificados, e outros ainda se beneficiam das mudanças, aumentando suas populações e
ocorrência (Palumbi 2001, Western 2001, Ashley et al. 2003, Festa-Bianchet 2003). Por
exemplo, algumas espécies de mamíferos de médio e grande porte são resistentes às mudanças
no uso e cobertura da terra. Estudos mostram que algumas espécies utilizam áreas agrícolas,
como plantações de eucalipto e cana de açúcar, como corredores ou mesmo para sua
alimentação e encontro de parceiros reprodutivos (Sala et al. 2000, Daily et al. 2003, Dotta
2005, Dotta e Verdade 2009, Verdade et al. 2014).
Mudanças socioambientais em uma paisagem podem levar ao surgimento de novos
padrões na estrutura das comunidades biológicas, diferentes do padrão global de perda de
biodiversidade. Em algumas regiões do estado de São Paulo, Brasil, tem sido registrada desde
os anos 1990 uma diminuição do desmatamento e um aumento da cobertura florestal, processo
denominado de transição florestal, gerado por mudanças sociais e econômicas da região
(Farinaci 2012, Silva et al. 2017, Calaboni et al. 2018). A transição florestal está ocorrendo em
áreas cuja maior perda de habitat florestal se deu em séculos e décadas anteriores
(principalmente até 1960) (Dean 1996, Calaboni et al. 2018). Paralelamente a isto, relatos de
diversas fontes (e.g., jornais – Revista Agência FAPESP 2017; pesquisas – Farinaci et al. 2012,
Souza et al. 2017; relatos de moradores e técnicos ambientais na região) apontam para o
reaparecimento de espécies e/ou para o aumento das populações de mamíferos de médio e
grande porte nessa região. Informações como estas acabam dissolvidas quando se olha para o
16
cenário global, mas são de suma importância na perspectiva do manejo dessas espécies. Alguns
pesquisadores são cautelosos quanto à associação da transição florestal ao aumento da
biodiversidade em curto prazo, devido ao baixo valor biológico das florestas jovens (Vaca et
al. 2012). Contudo, estudos mostram que, em uma visão global, a restauração e o crescimento
de florestas em fazendas abandonadas podem ter efeitos positivos consistentes na
biodiversidade e na provisão de serviços ecossistêmicos (Benayas et al. 2009, Queiroz et al.
2014).
Em suma, as dinâmicas das comunidades de mamíferos em nível local em resposta
aos fatores socioambientais das paisagens ainda são pouco compreendidas. Destacamos, assim,
a necessidade de investigar o que está acontecendo com as comunidades biológicas nessas
paisagens, que fatores as estão afetando e como mudanças socioambientais em nível local e
regional estão contribuindo para o quadro global da biodiversidade (McGill et al. 2015). Ainda,
apontamos para a necessidade de monitorar as mudanças na estrutura das comunidades
biológicas ao longo do tempo, não apenas com relação à riqueza e abundância, mas também
quanto à composição, diversidade funcional e filogenética. Inclusive, para compreender que
ações podem ser tomadas sobre o manejo desses animais para diminuir os fatores afetando
negativamente essas comunidades e favorecer situações onde está ocorrendo ou poderá ocorrer
aumento da fauna.
Efeitos antropogênicos como fatores determinantes influenciando assembleias de
mamíferos
O nome Antropoceno, dado à época geológica que estamos vivendo (~1800 até o
presente) (Crutzen 2002), evidencia o ser humano como um fator predominante modificando o
planeta, nas mais diversas escalas e níveis (Steffen et al. 2001, McGill et al. 2015).
Atualmente, ao menos 75% da superfície terrestre já sofreu impactos humanos significativos
(Scholes et al. 2018). Essas mudanças são tão significativas que algumas áreas disciplinares e
pesquisadores utilizam em seus estudos o conceito de sistemas socioecológicos, por
compreender que os sistemas sociais, econômicos e naturais são indissociáveis devido aos
efeitos que uns tem sobre os outros (Berkes & Folke 1998, Chapin et al. 2010). Apesar de saber
que os efeitos humanos sobre a natureza são profundos e acelerados, e que a trajetória atual de
degradação é insustentável, a comunidade científica ainda tem dificuldade em prever como
esses múltiplos efeitos afetarão os ecossistemas, seus serviços e o bem-estar humano a longo
prazo (Díaz et al. 2006, 2015, Chapin et al. 2010, Steffen et al. 2015).
17
As consequências das ações humanas sobre a natureza, seus ecossistemas e
organismos podem ser denominadas efeitos antropogênicos (de gênese humana), dando
destaque à possibilidade de os efeitos serem positivos, negativos ou neutros) (Crutzen &
Stoermer 2000, Ashley et al. 2003). Os efeitos antropogênicos podem ser classificados de
diferentes formas, dependendo inclusive do nível ecológico em foco (Vitousek et al. 1997,
Nelson et al. 2006, Powledge 2006, Díaz et al. 2015). Neste estudo, a partir da perspectiva das
comunidades ecológicas, entendemos que os efeitos antropogênicos podem ser diretos e
indiretos. Os efeitos diretos são os que influenciam os organismos e suas interações nas
comunidades (e.g., caça, controle de pragas, tráfico de animais silvestres, atropelamentos,
provisão de recursos, resgate e atendimento veterinário). Os efeitos indiretos são os que afetam
o ambiente nos quais as comunidades estão inseridas, influenciando os organismos e suas
interações nas comunidades (e.g., mudanças climáticas, poluição do ar e sonora, transformações
no uso e cobertura da terra, criação de áreas protegidas). As características socioeconômicas e
culturais das populações humanas, por sua vez, podem influenciar a existência e a intensidade
(e.g., baixa, média, alta) dos efeitos diretos e indiretos.
Alguns efeitos antropogênicos que afetam a estrutura das comunidades de animais
silvestres têm sido amplamente estudados, como é o caso da fragmentação de habitat. Sabe-se
que o tamanho dos remanescentes, seu grau de isolamento, a estrutura da vegetação, o grau de
heterogeneidade do habitat, a presença de predadores e a configuração da paisagem, dentre
outros fatores ambientais, possuem efeitos significativos sobre a estrutura das comunidades
animais em paisagens fragmentadas (Saunders et al. 1991, Mazerolle & Villard 1999, Chalfoun
et al. 2002, Pardini et al. 2005, Da Silva & Pontes 2008, Umetsu et al. 2008, Tabarelli et al.
2010). Sabe-se, também, que as comunidades humanas têm efeito direto sobre as populações
da fauna quando agem como predador e competidor das espécies (Castilla 1999, Ciuti et al.
2012) e promovem ou barram sua dispersão (Allendorf et al. 2001, Wu, 2009), favorecendo sua
persistência, causando diminuição populacional ou, até mesmo, sua extinção (Helmus et al.
2014). Sabe-se, inclusive, que o manejo da biodiversidade por populações humanas é capaz de
aumentar a heterogeneidade do habitat, a riqueza das espécies e sua variação genética, como é
o caso do manejo de plantas por povos tradicionais da Amazônia (Balée 2013, Levis et al.
2017). Ainda assim, a teoria ecológica ainda tem pouco poder de predição sobre como os efeitos
antropogênicos acometem a estrutura das comunidades biológicas, pois estes são diversos,
complexos e multidimensionais. (Palumbi 2001, Western 2001, Festa-Bianchet 2003, Chapin
et al. 2010, Dirzo et al. 2014, McGill et al. 2015). Além disso, há dimensões desses efeitos
que ainda não foram profundamente exploradas. Pouco se compreende sobre como e qual a
18
magnitude com que características socioeconômicas e culturais das populações humanas se
combinam com os parâmetros ambientais das paisagens (naturais e antropogênicos) para
influenciar as comunidades da fauna (Galetti et al. 2009). Tampouco se entende como essa
relação se dá em um contexto histórico das paisagens, que tem sofrido mudanças
socioambientais profundas há séculos. Por isso, damos destaque nesta pesquisa à investigação
dos efeitos antropogênicos sobre a estrutura das assembleias de mamíferos de médio e grande
porte, em especial das características socioeconômicas e culturais das populações humanas, em
uma perspectiva espacial e histórica. Nossa hipótese é que as características socioeconômicas
e culturais da população humana (e.g., tamanho da população, renda, escolaridade,
descendência, identidade cultural, uso da propriedade rural) (Brashares et al. 2011), bem como
as interações provenientes da coexistência humano-fauna (e.g., caça para consumo, abate
devido às interações negativas, subsídio alimentar), se combinem com as características
estruturais e ambientais das paisagens rurais para estruturar as assembleias de mamíferos.
Gestão de paisagens rurais e manejo da mastofauna
O manejo da fauna (wildlife management em inglês) é caracterizado pelo
cuidado/zelo com uma determinada população ou comunidade biológica, que pode se dar por
uma ação direta ou pelo resguardo da mesma (Caughley & Sinclair 1994, p.1). De forma geral,
o manejo de uma população silvestre pode ter quatro objetivos: aumentar a população
(conservação), diminuir a população (controle), usar a população para algum fim (uso
sustentável) e acompanhar a população ao longo do tempo (monitoramento) (Caughley &
Sinclair 1994, p.2). A gestão ambiental, das paisagens ou dos ecossistemas (também
management em inglês), se apresenta como um conceito mais abrangente, que inclui o manejo
das populações silvestres (considerando seus quatro objetivos) e também outras dimensões da
governança ambiental, como os atores1, as atividades humanas (e.g., caça, pesca, turismo), a
resolução de conflitos entre grupos humanos, as leis e a educação. Damos prioridade aqui ao
uso do termo gestão por entender que um manejo efetivo da fauna sempre dependerá de todas
essas dimensões.
As áreas de proteção da natureza receberam historicamente os maiores esforços de
conservação (Tabarelli et al. 2005, Van Dyke 2008) e, consequentemente, se tornaram foco da
maior parte das pesquisas ecológicas desenvolvidas (Martin et al. 2012). O desenvolvimento
de pesquisas nessas áreas se justificava pelo melhor estado dos ecossistemas nesses locais em
1 As pessoas e instituições que dependem ou influenciam os sistemas de gestão (Chevalier 2001).
19
comparação com as áreas no entorno. Esses esforços para a criação de espaços para a proteção
dos recursos naturais e dos ecossistemas foram em muitas partes bem-sucedidos e geraram
imensos benefícios ambientais para a sociedade como um todo (Rossiter & Levine 2014,
Watson et al. 2015), ainda que a custos sociais profundos para muitas das comunidades
humanas que viviam nessas áreas (Arruda 1999). Nesse cenário, até recentemente, as paisagens
rurais não obtiveram grande atenção dos esforços de conservação.
Ao contrário do que se pensava a princípio, as transformações dos ecossistemas
naturais em áreas agricultáveis e urbanas, apesar de terem gerado uma grande perda de
biodiversidade, não restringiram a ocorrência de espécies silvestres. Como a adequabilidade do
habitat é particular de cada espécie, nas paisagens rurais se encontram espécies consideradas
comuns e generalistas (e.g., gambás, capivaras, pombas), mas também espécies raras ou
especialistas (e.g., veados, jaguatiricas) (Grimm et al. 2008, Dotta & Verdade 2009, McIntyre
2014, Verdade et al. 2014, Adams 2016). Essa fauna usa as paisagens rurais como extensões
de seu território, principalmente para deslocamento ou alimentação, mas pode também se tornar
residente, o que destaca a importância dessas áreas para o manejo desses animais (Verdade et
al. 2014, McIntyre 2014, Adams 2016).
Um aspecto que surge da presença da fauna nas paisagens rurais são as interações
ser humano-fauna decorrentes da coexistência2 entre moradores rurais e animais silvestres. A
existência e a intensidade dessas interações dependem de fatores como as características das
espécies presentes (e.g., hábito alimentar, comportamento), da população humana (e.g., idade,
gênero, nível educacional, cultura) e das atividades econômicas desenvolvidas (Frank 2016,
Soulsbury & White 2016). As interações ser humano-fauna negativas ou desarmônicas (i.e.,
quando um ou ambos indivíduos envolvidos na interação são prejudicados) são comuns em
paisagens rurais, pois populações humanas rurais vivem e desenvolvem suas atividades
socioeconômicas e culturais em proximidade com a fauna silvestre. Portanto, é nessas áreas que
surgem alguns dos maiores desafios de coexistência ser humano-fauna, motivados por medo ou
por prejuízos econômicos causados às atividades agropecuárias, em especial considerando os
mamíferos silvestres, (MacDonald & Feber 2015, McMaus et al. 2015). Essas interações
2 Tradicionalmente qualquer ação da fauna (movimento, forrageamento, reprodução) com impactos adversos nos
interesses humanos eram conceituados como “conflitos humano-fauna” (em inglês Human-Wildlife Conflicts –
HWC). O termo vem sendo questionado na literatura, pois faz alusão à ideia de que a fauna conscientemente
antagoniza os seres humanos e não que a fauna está apenas competindo por recursos limitados (Peterson et al.
2010). O “conflito” só existe quando grupos humanos discordam sobre determinado assunto (e.g., manejar a fauna
silvestre) (Peterson et al. 2010; Hill 2015). Além disso, o termo faz alusão a ideia de que as pessoas não são parte
da natureza (Peterson et al. 2010). Atualmente o termo coexistência ser humano-fauna (em inglês Human–Wildlife
Coexistence) é sugerido pela comunidade científica para se referir às situações de desavenças entre a fauna e os
seres humanos (Peterson et al. 2010).
20
negativas podem, inclusive, aumentar em locais onde as populações da fauna crescem além da
capacidade de suporte das áreas protegidas (Rossiter & Levine 2014, Watson et al. 2015, Aryal
et al 2017). O cenário apresentado dá suporte à visão das paisagens rurais como chave no
manejo da mastofauna. Assim, aponta para a necessidade de investigar como as dinâmicas
socioambientais dessas paisagens influenciam a estrutura das assembleias de mamíferos.
Duas abordagens, “paisagens multifuncionais” e “Ecosystem Stewardship”,
sustentaram o desenvolvimento desta pesquisa e guiam nossas discussões sobre a gestão de
mamíferos em paisagens rurais. Recentemente, o conceito de paisagens multifuncionais é
utilizado para direcionar a gestão das paisagens rurais e de suas comunidades biológicas. As
paisagens multifuncionais são definidas como uma coexistência de diferentes esferas da
paisagem (ecológica, econômica, cultural, histórica, estética) e uma singular história de
intervenção humana (Tress e Tress 2000, Naveh 2001). Segundo O’Farell (2010), paisagens
multifuncionais sustentáveis são paisagens criadas e manejadas de uma forma que a produção
e o uso da terra pelo ser humano possam, de forma integrada, sustentar as funções
ecossistêmicas, os fluxos de serviços ecossistêmicos e a biodiversidade, facilitando a
movimentação das espécies e sua resistência frente às crescentes pressões antropogênicas.
Assim, as produções agropecuárias são apenas alguns dos inúmeros benefícios funcionais e de
serviços que as paisagens provêm para os seres humanos (Foley 2005). Para muitos
pesquisadores (Naveh 2001, Foley 2005, O’Farell 2010) uma mudança de paradigma, como o
proposto pelo conceito das paisagens multifuncionais, é fundamental para reverter a tendência
de declínio na maioria dos serviços ecossistêmicos e uma forma de garantir sua prestação no
futuro. Fry (2001), De´camps (2001) e Naveh (2001) são alguns dos autores que destacam a
necessidade da utilização de abordagens inter e transdisciplinares para pesquisar e gerir as
paisagens multifuncionais, porque entendem que estas não possuem apenas uma realidade
física, mas também mental, social e cultural.
Por fim, a abordagem de gestão Ecosystem Stewardship (ES) traz a ideia de que
todos os atores gerem as paisagens e são seus componentes-chave e seus guardiões, implicando
um senso de responsabilidade e cuidado por parte dessas pessoas (Chapin et al. 2009). A
participação social é um elemento importante dessa estratégia. Desenvolver a capacidade de
responder e moldar os sistemas socioecológicos sobre condições de incerteza e mudança é o
objetivo principal do ES, buscando sustentar a provisão de serviços ecossistêmicos que
contribuem para o bem-estar humano ao longo do tempo (Chapin et al. 2010). Por meio dos
conceitos de resiliência, vulnerabilidade, transformação e capacidade adaptativa, o ES guia a
gestão dos ecossistemas para alcançar seus objetivos. Apesar de os termos “paisagens
21
multifuncionais” e “ES” não aparecerem, muitas vezes, explicitamente no texto, os princípios
e objetivos dessas abordagens são plano de fundo desta Tese.
Por muito tempo, o desenvolvimento e a conservação foram vistos como
antagônicos, no entanto, entende-se atualmente que não há um futuro promissor para ambos
separadamente. Portanto, reconhecer a importância das paisagens rurais para a gestão de
mamíferos, assim como, os benefícios e prejuízos que essa interação pode representar para o
morador rural, é fundamental para subsidiar planos de manejo desses animais (Furze 1996,
Seixas & Davy 2008, Johnson 2013). Além disso, é de suma importância que pesquisas e
estratégias de conservação da biodiversidade incluam e sejam realizadas em áreas rurais
(Fischer et al. 2006). Produzir conhecimento para fomentar estratégias de conservação junto às
atividades econômicas de populações humanas em paisagens rurais é o objetivo final desta
pesquisa. Esperamos que este trabalho contribua com as discussões recentes sobre a gestão das
paisagens rurais e das comunidades biológicas e humanas que nelas vivem. A presente pesquisa
visou também gerar dados para contribuir o com projeto SinteSIS (FAPESP - Proc. No.
2015/19439-8) e com a Rede de Conservação por Comunidades (Community Conservation
Research Network - CCRN) no qual está inserida.
OBJETIVO GERAL
Investigar que mudanças ocorreram na estrutura das assembleias de mamíferos de
médio e grande porte (>1kg) em paisagens rurais, e que fatores influenciaram tais mudanças,
nas últimas três décadas, a fim de gerar informações para fomentar estratégias integradas de
gestão ambiental e desenvolvimento local.
OBJETIVOS ESPECÍFICOS
Especificamente, temos como objetivo:
1. Avaliar se há evidências sobre o estado das assembleias de mamíferos de médio
e grande porte na área de estudo, se estaria ocorrendo diminuição ou aumento do número de
indivíduos e de espécies desse táxon.
2. Investigar quais fatores (e.g., histórico socioambiental, características
socioeconômicas da população humana, perfil das propriedades rurais, usos, práticas,
instituições formais e informais de conservação, etc.) têm influenciado a estrutura das
assembleias de mamíferos de médio e grande porte na área de estudo ao longo das últimas três
décadas.
22
3. Caracterizar os principais aspectos da coexistência entre a população humana da
área rural e a mastofauna de médio e grande porte na área de estudo (e.g., interações ser
humano-fauna e percepções da população sobre essas interações) e quais as implicações dessas
interações para a gestão da fauna nessas paisagens.
4. Discutir como o conhecimento gerado pode ser utilizado para subsidiar
estratégias de gestão ambiental e desenvolvimento local integrado com foco na mastofauna nas
áreas rurais estudadas.
MÉTODOS GERAIS
Área de estudo
A região do Vale do Paraíba corresponde à área da Bacia hidrográfica do Paraíba
do Sul, que se divide entre os Estados de São Paulo, do Rio de Janeiro e de Minas Gerais, no
Brasil. A área de estudo se encontra na porção dessa região localizada no Estado de São Paulo.
Mais especificamente, investigamos os municípios no entorno das rodovias Oswaldo Cruz e
dos Tamoios, são eles: São Luís do Paraitinga, Lagoinha, Natividade da Serra, Redenção da
Serra, Taubaté, Cunha, Paraibuna, Salesópolis, Guararema e Jacareí (Fig. 1). A área de estudo
está localizada entre duas áreas fundamentais para a conservação da biodiversidade regional, a
Serra da Mantiqueira e a Serra do Mar. Estas duas áreas montanhosas possuem as maiores
unidades de conservação na região e, consequentemente, uma das maiores porções de vegetação
nativa.
A porção do Vale do Paraíba situada no estado de São Paulo possui cerca de 14.500
km² e mais de 2 milhões de habitantes (IBGE 2010, São Paulo 2011). A região possui um alto
grau de industrialização e urbanização e tem grande importância econômica para o Estado,
contribuindo com 4,5% do PIB estadual (São Paulo 2011). A silvicultura, agricultura, pecuária,
indústria e mineração são as atividades econômicas mais significativas ligadas ao uso da terra
(Devide 2013, Arguello et al. 2010).
A Mata Atlântica e seus ecossistemas associados são as formações preponderantes
nessa região de morros (cerca de 200m) e montanhas (até 2000m) (Silva et al. 2017). No
entanto, a vegetação nativa regional foi bastante alterada, desde o início da colonização
europeia, devido à utilização dos recursos naturais para o desenvolvimento do Estado (Devide
2013). Atualmente, a região do Vale do Paraíba pertencente ao estado de São Paulo mantém
32% da cobertura florestal nativa (Silva et al. 2017), resultado de uma diminuição no
desmatamento e um aumento das áreas de mata na região nas últimas décadas (processo de
transição florestal) (Farinaci et al. 2013, Silva et al. 2017). Esse aumento pode ter implicações
23
significativas para as populações da fauna, especialmente para as que possuem maior
dependência dos ecossistemas florestais. Mais informações sobre o bioma Mata Atlântica e a
área de estudo podem ser encontradas no Capítulo 3.
Figura 1. Porção da Região do Vale do Paraíba localizada no Estado de São Paulo, Brasil, com destaque
para os dez municípios abrangidos pela pesquisa e para as trinta paisagens rurais investigadas.
Coleta e análise de dados Realizamos a coleta de dados desta pesquisa em três fases: i) Reconhecimento
socioambiental da área de estudo e levantamento bibliográfico; ii) entrevistas semiestruturadas
com atores-chave; iii) entrevistas estruturadas (survey) com moradores rurais.
Reconhecimento socioambiental da área de estudo e levantamento bibliográfico
Para o desenvolvimento de uma pesquisa na área da gestão ambiental, a fase de
reconhecimento da área de estudo, do seu histórico, dos dados científicos disponíveis e dos
atores existentes é altamente recomendada, pois é a partir desse levantamento que se cria a base
para o trabalho a ser executado. Por isso, realizamos a maior parte do levantamento
bibliográfico sobre a área de estudo no primeiro ano de doutorado (2015) e no período de maio
24
a julho de 2016 fizemos o reconhecimento socioambiental da área de estudo em campo. Durante
esse período, visitamos São Luís do Paraitinga e municípios do entorno e demos início à
construção de uma rede de relacionamentos com moradores urbanos e rurais, assim como com
outros atores com envolvimento ou interesse na gestão das paisagens rurais da região. A partir
dessas incursões pudemos identificar dez atores-chave para o assunto deste estudo. Além disso,
pudemos compreender as principais questões de interesse e delinear o questionário para utilizar
nas entrevistas com os atores-chave.
Ao fim de 2016, ao perceber que o assunto da caça na região se apresentava mais
complexo do que o esperado, realizamos uma pesquisa específica sobre o assunto, que resultou
no Capítulo 5 desta tese. Nesse capítulo avaliamos os estudos existentes sobre a caça no Brasil
e investigamos nesses estudos uma possível relação entre as mudanças no uso da terra que
ocorreram na região Centro-Sul do Brasil e a cultura da caça. Para isso, executamos uma
pesquisa na base de dados Google acadêmico com as seguintes palavras-chave: “caça ilegal”,
“caça de subsistência”, “caça esportiva”, “caça recreacional”, “caça Brasil”, “caçadores”,
“Brazilian hunters”, “wildlife poaching Brazil”, “illegal hunting Brazil”, “recreational hunting
Brazil” e “subsistence hunting Brazil”. Para cada palavra-chave investigamos o título e o
resumo dos primeiros 20 documentos encontrados por relevância, totalizando 220 documentos
analisados. Destes, selecionamos 68 pesquisas que mencionavam ou tratavam da caça ou do
caçador no Brasil. Em seguida, realizamos uma segunda investigação, semelhante à primeira
(220 documentos analisados), porém dessa vez apenas para documentos publicados entre 2010
e 2017, na procura por artigos recentes de interesse que pudessem não ter aparecido na primeira
busca. Nessa, encontramos apenas cinco novos documentos de interesse. Selecionados os 73
textos, avaliamos todos os documentos por meio de estatística descritiva para avaliar o cenário
da caça no Brasil. Em um segundo momento, realizamos um recorte dos trabalhos apenas para
a região Centro-Sul do Brasil (consideramos para nossa análise os estados das regiões Sul e
Sudeste e pelos estados de Goiás, Mato Grosso, Mato Grosso do Sul, Distrito Federal e
Tocantins).
Entrevistas semiestruturadas com atores-chave
Realizamos a primeira coleta de dados empírica com 10 atores-chave de julho a
setembro de 2016. Os atores foram selecionados na primeira fase da pesquisa por meio de
indicação realizada pelos moradores e por pesquisadores em conversas informais. Conduzimos
a entrevista de forma livre, sem restrição de ordem ou horário, e utilizamos um questionário
semiestruturado (Apêndice I). Nas entrevistas, exploramos a gestão da fauna em paisagens
25
rurais da região por meio de quatro tópicos principais: i) principais fatores que afetaram as
paisagens rurais e os ecossistemas de região nos últimos trinta anos; ii) principais fatores
afetando as assembleias de mamíferos nos últimos trinta anos e atualmente; iii) as principais
interações entre a fauna de mamíferos e os proprietários rurais; e iv) a percepção dos atores
sobre os mamíferos, sua gestão e sobre a necessidade de realizar um monitoramento
participativo das suas populações na região.
Analisamos os dados coletados nessas entrevistas por meio de métodos quali-
quantitativos. Os resultados são apresentados na forma de estatística descritiva. Transcrevemos
todas as entrevistas e analisamos o discurso dos atores por meio da codificação de suas respostas
e da organização desses códigos em categorias. Também, realizamos a triangulação dos dados,
que consiste na procura de ao menos três evidências (e.g., relato dos sujeitos, dados científicos,
observação direta) para validar uma informação (Bernard 2017). Os resultados desta entrevista
se encontram principalmente nos capítulos 2 e 3 desta tese.
Entrevistas estruturadas com moradores rurais - Wildlife-Human Survey
Após a realização da primeira fase de entrevistas, analisamos os dados coletados e
com base nos resultados delineamos um questionário estruturado (Apêndice II), o Wildlife-
Human Survey, para ser aplicado com os moradores das áreas rurais dos dez municípios
selecionados como área de estudo (Capítulo 2). Em fevereiro de 2017 realizamos cinco
entrevistas pilotos para avaliar o questionário estruturado. Visitamos quarenta paisagens rurais
com diferentes porcentagens de cobertura vegetal e usos da terra das quais selecionamos trinta3
em parceria com a Dra. Cristina Banks-Leite e o projeto ECOFOR4 para aplicar o questionário
estruturado (Fig. 1). As paisagens foram delimitadas em dois quilômetros de raio (1.250 ha) ao
redor de um ponto de GPS em cada localidade (Tab. 1), considerando a área de vida da maior
parte das espécies pesquisadas (de 20 a 2000 hectares, com exceção dos felídeos de grande
porte).
Após a adequação do protocolo, fomos a campo de abril a agosto de 2017,
acompanhados de um ajudante da comunidade local, para aplicar dez questionários em cada
uma das trinta paisagens selecionadas, totalizando 300 unidades familiares de áreas rurais da
3 Visitamos os 40 pontos de GPS utilizados por Hatfield (2018) em um estudo anterior na mesma região, os quais
foram selecionados pelos pesquisadores para representar os diferentes usos e coberturas da terra na região,
principalmente a mata nativa, a silvicultura e a pastagem. A partir desses pontos, selecionamos as 30 paisagens
deste estudo considerando uma distância mínima de 5km entre os pontos, a facilidade de acesso e a procura por
uma distribuição homogênea na paisagem. 4 Biodiversidade e funcionamento de ecossistemas em áreas alteradas pelo homem nas Florestas Amazônica e
Atlântica - Processo FAPESP nº12/51872-5
26
região do Vale do Paraíba. As unidades foram selecionadas aleatoriamente em campo, não
ultrapassando 2km de distância do ponto do GPS, e respeitando algumas regras: i) após realizar
uma entrevista em uma casa pular ao menos duas casas; ii) não realizar mais de três entrevistas
em cada estrada (desde que a paisagens possuíssem mais de uma estrada), iii) buscar distribuir
as entrevistas na paisagem (para isso as paisagens foram estudadas anteriormente por imagens
de satélite).
Tabela 1. Pontos de GPS utilizados para a delimitação das trinta paisagens rurais investigadas.
Ponto Municípios Latitude Longitude
Slp01 São Luís do Paraitinga -23.2742855016 -45.2410293038
Slp03 São Luís do Paraitinga -23.282516915 -45.178482915
Slp05 São Luís do Paraitinga -23.3264745472 -45.1759397056
Slp07 Natividade da Serra -23.3920837271 -45.2990492635
Slp08 São Luís do Paraitinga -23.2232252625 -45.2719599187
Slp10 São Luís do Paraitinga -23.2002251166 -45.3663908819
Slp12 São Luís do Paraitinga -23.2064666314 -45.1942135565
Pil01 São Luís do Paraitinga/ Cunha -23.220575 -45.131810
Pil02 São Luís do Paraitinga -23.233176 -45.167791
Lag01 Lagoinha -23.1023282925 -45.1820523605
Red01 Redenção da Serra -23.2227524941 -45.5470900994
Red02 Redenção da Serra -23.2740308716 -45.5677437396
Red03 Redenção da Serra -23.2620081164 -45.4957573116
Nat01 Natividade da Serra -23.2810413098 -45.4279198055
Nat03 Natividade da Serra -23.3155615301 -45.4517088221
Nat04 Natividade da Serra -23.3568412574 -45.5105885243
Pil03 Natividade da Serra -23.336155 -45.332980
Tau01 Taubaté -23.116101445 -45.579743649
Tau02 Taubaté -23.1055386564 -45.5451688973
Tau03 Taubaté -23.1399566907 -45.4655355238
Tau04 Taubaté -23.1469472056 -45.3781827397
Tau06 Taubaté -23.1812402369 -45.4296634032
Par01 Paraibuna -23.310955143 -45.6474214642
Par02 Paraibuna -23.5313550256 -45.5646885474
Par03 Paraibuna -23.5631163023 -45.6230081762
Par04 Paraibuna -23.4946261458 -45.692924259
Par06 Paraibuna -23.4763060253 -45.732956131
Par07 Paraibuna -23.506853163 -45.7777081944
Par08 Salesópolis -23.5452772974 -45.8076482445
Par09 Guararema/Jacareí -23.3906409579 -46.0046949537
27
O questionário do Wildlife-Human Survey foi desenvolvido em três partes: 1, 2 e 3.
A parte 1 investiga informações sobre a assembleia de mamíferos de médio e grande porte (e.g.,
ocorrência das espécies, abundância relativa, riqueza e composição) em diferentes momentos
no tempo (um ano, cinco, 15 e 20 anos) em cada paisagem por meio de fotografias das espécies.
A parte 2, investiga as características socioeconômicas das famílias entrevistadas (e.g., idade,
renda, escolaridade) e das propriedades rurais (e.g., atividades desenvolvidas na propriedade,
animais domésticos criados). A parte 3 investiga i) a variação das populações de mamíferos ao
longo do tempo, ii) as principais interações ser humano-fauna e a percepção dos moradores
rurais sobre essas interações (e.g., usos, prejuízos econômicos, benefícios, responsabilidade
sobre a fauna) e iii) a necessidade e interesse dos moradores em implementar e participar de um
projeto de monitoramento dos mamíferos de médio e grande porte na região, sejam motivados
pela vontade de diminuir interações negativas ou pela vontade de conservar as espécies. Uma
descrição mais detalhada do método se encontra no Capítulo 2 desta tese.
Além dos dados coletados na segunda parte do survey, também coletamos dados
sobre características estruturais e ambientais das paisagens por meio do banco de imagens
classificadas fornecidas pelo colega Ramon Bicudo da Silva (Silva et al. 2017), por meio do
banco de dados do Sistema Nacional de Cadastro Ambiental Rural (SICAR, 2017) disponível
online e por meio do programa ESRI ArcGIS v.10.0 (Environmental Systems Research
Institute, Redlands, California, USA) e sua base de dados de imagens do mundo (Sources:
ESRI, DigitalGlobe, GeoEye, i-cubed, USDA FSA, USGS, AEX, Getmapping, Aerogrid, IGN,
IGP, swisstopo and the GIS User Community). Os principais dados coletados por meio dessas
fontes foram: parâmetros das paisagens (porcentagem de cobertura e usos da terra, distância da
rodovia, distância da área protegida, distância da metrópole) e das propriedades rurais (número
e área das propriedades rurais dentro de cada paisagem). Esses dados foram utilizados no
Capítulo 4 para investigar os efeitos de variáveis socioeconômicas e estruturais das paisagens
na estrutura das assembleias de mamíferos.
Analisamos os dados coletados nessa última fase da pesquisa por métodos quanti e
qualitativos. Os dados sobre as características socioeconômicas das populações e das
propriedades rurais (parte 2) e os dados sobre a estrutura da paisagem foram testados como
variáveis preditoras da estrutura das assembleias de mamíferos (ocorrência, abundância
relativa, riqueza de guildas e riqueza e composição da assembleia – parte 1), utilizada como
variável resposta. Para testar o poder de predição de cada variável, utilizamos Modelos Lineares
(ML) e Modelos Lineares Generalizados (MLG), bem como partições de variância e análises
de ordenação. Mais detalhes sobre as análises e seus resultados são apresentados no Capítulo
28
4. Os dados coletados na parte 3 foram tabelados, descritos estatisticamente e também
organizados em categorias, quantificados e triangulados, sendo apresentados no Capítulo 3.
Procedimentos relacionados à ética da pesquisa
Esta pesquisa foi submetida para avaliação e aprovada pelos Comitê de Ética em
Pesquisa (CEP) da UNICAMP e Comissão Técnico-científica do Instituto Florestal (COTEC).
O parecer consubstanciado do CEP e a carta de aprovação da COTEC encontram-se nos Anexos
I e II, respectivamente. O CEP avaliou e aprovou o Termo de Consentimento Livre e
Esclarecido (TCLE) que foi entregue e explicado a todos os 310 participantes desta pesquisa
(Anexo III). A declaração referente a direitos autorais se encontra no Anexo IV.
ESTRUTURA DA TESE
A tese está organizada da seguinte maneira: i) Introdução, objetivos e métodos
gerais da Tese; ii) Documentos publicados e/ou a publicar, neste caso cinco documentos em
formato de artigo científico (Capítulos 1, 2, 3, 4 e 5), iii) Conclusão, referências e anexos gerais
(formato alternativo de Tese permitido pelo informativo CCPG Nº 002/2018 da Universidade
Estadual de Campinas).
O primeiro Capítulo, intitulado “Rethinking Community Ecology through the lens
of social-ecological systems”, é um manuscrito no qual sugerimos a inclusão explicita dos
efeitos antropogênicos nas abordagens teóricas da Ecologia de Comunidades. Nesse manuscrito
também apresentamos um arcabouço teórico que desenvolvemos para ampliar a compreensão
de como as dinâmicas das comunidades biológicas influenciam e são influenciadas pelos
sistemas socioecológicos nos quais elas estão inseridas. O conteúdo desse texto colabora na
sustentação teórico-analítica do restante da tese.
No Capítulo 2, “Wildlife-Human Survey: uma ferramenta para o levantamento
rápido de mamíferos e atividades humanas”, apresentamos o método que desenvolvemos para
a coleta de dados sobre a estrutura das assembleias de mamíferos e de dados socioeconômicos
das populações humanas na paisagem. Nosso intuito foi desenvolver um método efetivo e de
baixo custo para o levantamento rápido de informações sobre a mastofauna e as populações
humanas rurais para a pesquisa e o manejo. No manuscrito, apresentamos a coleta de dados
realizada no Vale do Paraíba como um estudo de caso e analisamos os dados levantados.
O Capítulo 3, “Understanding past and present to prepare for the future: human-
wildlife coexistence in rural landscapes”, trata da influência do histórico socioambiental das
29
paisagens rurais e das interações ser humano-fauna como fatores estruturantes das assembleias
de mamíferos nas áreas rurais. A partir da percepção de 300 moradores rurais, discutimos a
variação das populações de mamíferos ao longo dos últimos trinta anos, o desaparecimento e o
surgimento de novas espécies e quais fatores sociais e ambientais parecem ter influenciado
essas mudanças.
O Capítulo 4, intitulado “How do socioeconomic features of the landscape affect
mammal communities, guilds and species patterns in rural landscapes?”. Nesse capítulo
avaliamos a influência de variáveis estruturais/ambientais e socioeconômicas da paisagem na
estrutura das assembleias de mamíferos.
No Capítulo 5, “Desafios para um diagnóstico da Caça no Brasil e na região
Centro-Sul: Uma Revisão Bibliográfica”, investigamos, a partir de uma revisão de literatura,
os estudos sobre caça no Brasil e averiguamos evidências sobre possíveis mudanças no perfil
da caça e do caçador na região Centro-Sul do país. Também, discutimos possíveis ações para
superar os desafios impostos ao tema.
Finalmente, apresento a discussão e as considerações finais, onde apresentamos as
principais conclusões dos capítulos e discutimos as implicações dos dados gerados para a gestão
da mastofauna em paisagens rurais no Brasil.
30
CAPÍTULO 1
Rethinking Community Ecology through the lens of social-ecological
systems
Camila Alvez Islas¹ and Cristiana Simão Seixas²
¹ PhD student in Ecology, Biology Institute, University of Campinas, Brazil.
² Researcher at the Centre for Environmental Studies and Research (NEPAM), University of Campinas, Brazil.
Abstract
When analysing the recent debates regarding Community Ecology synthesis and general
theories it came to our attention that anthropogenic effects are consistently left out of the
picture. Evidences of major influences of humankind on biological communities are all over
the scientific literature and this debate is happening in what many scientists have agreed to call
the Anthropocene epoch. Here, we suggest how to explicitly recognize and integrate
anthropogenic effects into Community Ecology approaches. We structure this manuscript in
three parts: i) first, we discuss why we should incorporate anthropogenic effects into
Community Ecology frameworks; ii) we then suggest a theoretical framework to understand
community dynamics under such effects and present empirical evidence on the influence of
anthropogenic effects on community processes (selection, ecological drift, speciation and
dispersal); iii) finally, we expand Community Ecology through the social-ecological lens to
better understand environmental problems. Adding anthropogenic effects to community
equations can allow for a more inclusive general theory of community dynamics and help
clarify human-in-nature dynamics in this Anthropocentric epoch.
Key-words: Community Ecology theory, Anthropocene, human activities
Introduction
One of the main questions of the XXI century is whether humanity will be able to
overcome current unsustainable trends towards a way of life that can be supported by the planet
Earth (Hoekstra & Wiedmann 2014). The human population has reached a concerning size
(Chown et al. 2003), an unsustainable pattern of natural resource use (Steffen et al. 2015) and
is changing ecological processes worldwide without understanding its consequences (Steffen
31
et al. 2015, Newbold et al. 2016). Because such environmental issues are complex,
transdisciplinary and multi-level (Nelson et al. 2006, Díaz et al. 2006, Chapin et al. 2010,
Hoekstra & Wiedmann 2014, Steffen et al. 2015), scientists are still unable to predict with
precision its effects on nature and human well-being. Therefore, in the last decades, many
scientific fields have been dedicated to help answering these questions (e.g., conservation
science, environmental chemistry, political ecology, ecological economics, applied ecology).
If we refer to the etymology of the word, Ecology (first Ökologie in German) was
named after the idea of investigating the “economy of nature”, being nature our home (from the
word “oikos” in Greek) (Worster 1994, 192p.). Unquestionably, our home is now more
anthropized than ever (Nelson et al. 2006, Ellis 2011). Many researchers have argued that since
the genus Homo appeared on Earth, the concept of untouched nature became a little inaccurate.
Although questions remain about what really led to megafauna extinctions in the Pleistocene
epoch, studies have recently been published supporting human hunting as one of its main causes
(Sherratt & Wilkinson 2009, Bartlett et al. 2016, Johnson et al. 2016, Kaars et al. 2017).
Likewise, the domestication of Amazon species seems to have started in the early Holocene
(between 11 and 7 thousand years B.P.), with the first settlements of human populations. These
settlements were followed by a broad domestication of plants and soils enrichment all over the
tropical forest (Piperno 2011, Clement et al. 2015). As a result, the distribution of many trees
in the Amazon region currently result from these domestications (Shepard & Ramirez 2011,
Levis et al. 2017). According to Levis et al. (2017), species of domesticated trees are five times
more likely to be hyperdominant in this region than the non-domesticated ones. Souza et al.
(2018) recently suggested that the Amazon region was more populated than ever thought, with
an estimate of 0.5 to 1 million inhabitants in late Pre-Columbian times (~750 – 500 B.P.) in an
area which encompasses only 7% of the forest area. These evidences suggest that the Amazon
was already a complex mosaic of social-ecological systems even before the European invasion.
Certainly, the extent of human effects on nature, especially in remote areas, increased
exponentially and became hard to ignore only in the last centuries (Sherratt and Wilkinson
2009, p. 208). Yet, if the Amazon, considered one of the most preserved forests in the world, is
actually a combination of ecological and human forces, where does the separation between the
natural and the anthropized lay and how accurate can it be?
Community Ecology comprises the study of populations of different species interacting
in a certain area (communities), their patterns and underlying processes (Vellend 2010).
Ecologists have traditionally tried to understand what causes the differences seen in
32
communities’ diversity patterns (Loreau 2009). When analysing the recent discussion about a
lack of a general conceptual synthesis for Community Ecology and the pros and cons of having
one (Lawton 1999, Roughgarden 2009, Vellend 2010, 2016), as well as most approaches, ideas
and theories about Community Ecology and the empirical work conducted in the last decades
(Martin et al. 2012,Vellend 2016) it came to our attention that one key aspect influencing
community dynamics is consistently left out of the picture: the anthropogenic effects. Even
though many times the mechanisms and processes investigated and discussed in these researchs
exist even without considering the anthropogenic effects, it is at least odd that these effects are
not commonly mentioned, not even as an external driver of community dynamics.
Evidences of major influences of humankind on biological communities1 are all
over the scientific literature and this debate is happening in what many scientists have agreed
to name the Anthropocene epoch (Crutzen 2002). Therefore, we argue that anthropogenic
effects should be explicitly recognized and integrated into Community Ecology approaches.
We also argue that understanding how biological communities are integrated in social-
ecological systems can help Community Ecology researchers to “think outside the box”
regarding community dynamics. To support our statements, first we present more arguments
about why anthropogenic effects should be incorporated into Community Ecology theoretical
body. We then address how anthropogenic effects are currently affecting community dynamics
and suggest a framework to incorporate them. Finally, we discuss Community Ecology through
social-ecological lens and why this perspective is relevant to address imperative environmental
problems.
Anthropogenic effects affecting biological communities
All species need resources and have to get rid of their waste, which has at least local
effects on the environment (Sherratt & Wilkinson 2009). Humans are just another species in
the environment. However, because of the current population size (Chown et al. 2003) and
technology, humans achieved a whole new level of resource consumption, waste production
(Steffen et al. 2015) and environment modification (Vitousek et al. 1997, Scholes et al. 2018).
Since hominids started to use fire (Wrangham & Conklin-Brittain 2003), and later with
agriculture (Diamond 2002), the modification of landscapes scaled up (Crutzen 2002). Seeking
to satisfy their needs and each time trying to achieve a new level of material well-being, now
1 We use the term biological communities when referring to communities of non-human organisms, considering
that an ecological community, as an ecological level of organization, can include human populations.
33
the whole planet is a human backyard (Vitousek et al. 1997, Halpern et al. 2008). Currently,
human changes on the environment are so broad and deep that it is possible to identify a
complex web that links humans, anthropogenic effects and ecosystems (Nelson et al. 2006).
The perspective that anthropogenic effects reach all ecological levels is not new.
Many ecologists have already explored the effects of human presence and activities in wild
populations, communities and ecosystems (Lawton et al. 1998, Dorresteijn et al. 2015,
Williams et al. 2015). Some sub-areas of Ecology have also embraced human impacts in their
theoretical body or even as a central subject of investigation (e.g., applied ecology, landscape
ecology, ecotoxicology). Yet, when recognized, these impacts are generally oversimplified
(e.g., fragmentation, forest cover, connectivity) and incorporated as negative, external impacts,
peripheral to community dynamics and ecosystem functions, which we can choose to
investigate or not (Williams et al. 2015, Tidball et al. 2018). However, these effects are actually
intrinsically connected to biological communities and ecosystems; they are reflected in all
patterns we measure; they can have different outcomes and are inherently complex. The choice
for the term “anthropogenic effects”, including, highlights that these effects are not necessarily
impacts or have negative outcomes.
If Community Ecology is the study of species richness, abundance and composition,
we cannot fully understand current patterns if we do not account for anthropogenic effects.
Many studies conducted inside protected areas on land or sea do not account for any human
effects, even when these environments are completely saturated by them (Halpern et al. 2008,
Mcdonald et al. 2009). Maybe much of the noise found when trying to explain community
patterns have an anthropogenic source. Besides, many communities exist partially (as
metacommunities) or completely outside conserved habitats (Rosalino et al. 2014, Verdade et
al. 2014). In these cases, rural and urban landscapes, even more affected by human populations,
may show high richness and play an important role for species conservation (Pino et al. 2000,
McClanahan et al. 2006, Cox & Underwood 2011).
We could say that Traditional (in sense of conventional) Ecology is currently
trapped in a paradox. While the major transformations driven by humans on the biosphere in
the last centuries cannot be denied, the main body of theoretical and empirical research has been
built upon the idea of “separated from human” and “untouched” nature (Worster 1994, 29p.,
Martin et al. 2012). Human populations as part of nature and as key drivers of change in
biological communities has been an idea reluctant to be accepted. Ecology roots can explain
partially this resistance. It is possible to identified in Ecology two pervasive views of nature,
34
the “mechanical” and “imperialist” and the “organic” and “arcadian” (McIntosh 1986, 13p.,
Worster 1994, 27p.), which are also evident in the Natural History field, one of the main bases
of modern Ecology (McIntosh 1986, 1p. and 13p., Lewinsohn 2016). It is the
mechanical/imperialist view of nature, the one which understands that the whole is a sum of its
parts and their interactions, that has reinforced the idea of people detached from nature
(McIntosh 1986, 13p). The conception of humans as something unnatural, closer to God than
to other creatures, comes from philosophers and dogmas of Christianity before the 18th century
(Worster 1994, 27p.). This perception had scientific and cultural consequences that still
reverberate nowadays. For example, it was one of the main reasons for the aversion of Darwin’s
“Origin of species”, since people could not accept men having the same origin as other living
organisms (Worster 1994, 29p.). Scientific reductionism and the conception of a mechanic
nature determined by a set of laws (Mitman 1992, 211p), far from spirituality, also helped to
separate humans from the natural world (Worster 1994, 29p.). Later, this separation led to the
understanding that nature should be protected from people, which motivated the creation of
protected areas all around the world (Spence 1999, 80p., Van Dyke 2008). At this point, natural
history was already studied by naturalists with a special interest for wild areas (Worster 1994).
When compared to Natural History, Ecology had its scope changed greatly from a descriptive
to a more analytical science (Lewinsohn 2016). Still, the concept of nature remained mostly
unaltered in the filed (McIntosh 1986).
The struggle of biological sciences to prove itself as a hard science ( Pigliucci 2002,
Pigliucci 2003, Mitman 1992, 1p., McIntosh 1986, 17p.) may have also delayed the
incorporation of anthropogenic effects into the heart of Ecology. It could seem that
acknowledging the anthropogenic effects as something intrinsic of ecological dynamics could
lead Ecology closer to (what some call as) the “soft” sciences (e.g., philosophy, social sciences),
than to the “hard sciences” (e.g., physics, chemistry) (McIntosh 1986, 304p.). This perspective
is mistaken in all its merits, not only because there is no winner in such qualitative
differentiation between scientific fields, but also because acknowledging anthropogenic effects
as a driver of biological communities can strengthen Ecology as a science, if carried out with
robust theoretical and methodological frameworks. We argue here for the explicit
acknowledgement of these anthropogenic effects, not only as impacts, but as part of and as
drivers of biological communities. In the next section we show in a framework how
anthropogenic effects influence processes and patterns of biological communities and then we
present empirical studies to support our schemes.
35
Acknowledging the anthropogenic effects into the conceptual synthesis of Community
Ecology
We chose to discuss the inclusion of anthropogenic effects on community dynamics
based on Mark Vellend’s (2010) frameworks. In an attempt to fill the gap of a conceptual
synthesis of Community Ecology, Vellend (2010) proposed two frameworks to organize the
theoretical body of the discipline. In his frameworks, the main processes driving communities
are selection, ecological drift, speciation and dispersal. We chosed the work of Vellend because
we consider his proposal one of the simplest, most concise and coherent found in the recent
scientific literature. Our intention here is not to question the merits of the framework with
respect to Community Ecology, but to use it as a stepping stone to advance our science.
In a simplified interpretation of Vellends’ synthesis, speciation and dispersal add
species to the community, while selection and drift shape species abundance, together with
ongoing dispersal. In “The black box of Community Ecology” (Fig. 1A) Vellend (2010)
exemplifies how processes determine patterns through still poorly understood ways driving
community dynamics. Inside the black box, there are all possible ways to get from processes to
patterns (e.g., interactions between organisms, responses to the abiotic environment). Then, in
the “Community Ecology Theory framework” (Fig. 1B) the interactions between community
processes are described in local, regional and global levels.
Figure 1. A. “The Black Box of Community Ecology” of Vellend (2010). B. “The theory of Community
Ecology” of Vellend (2010).
Based on the “Black Box of Community Ecology” figure we suggest that the
anthropogenic effects should be inside the black box, since these effects influence community
processes directly (represented by curved arrows), just as the other mechanisms inside the box
do (Fig. 2). The anthropogenic effects also influence important mechanisms which are inside
the black box of Community Ecology. The mechanisms inside the box include: (i) presence and
B A
36
nature of direct (e.g., intra and interspecific competition, predation, parasitism, mutualism) and
indirect interactions among organisms (e.g., top-down and bottom-up regulating processes); (ii)
functional or behavioural responses of organisms to different densities of interacting species;
(iii) degree of specialization in interspecific interactions; (iv) species’ responses to the abiotic
environment features (e.g., temperature, precipitation, latitude) and physiographic
heterogeneity (e.g., habitat patch size, matrix, connectivity, structural complexity); (v) number
and types of limiting resources; (vi) historical biogeography (e.g., past environmental change
as the glacial cycles and continents drift) and the disturbance regime (Vellend 2010). The
relationship among anthropogenic effects, the black box and processes generate the patterns we
see in ecological communities. In the following paragraphs, we present evidences about how
human drivers are affecting these mechanisms and the community processes.
Figure 2. A modification of Vellend’s image to acknowledge and incorporate anthropogenic effects into
the conceptual synthesis of Community Ecology.
Direct anthropogenic effects on selection
Selection, at the community level, occurs when individuals of different species vary
in some aspect or in their identity as a whole, leading to different reproductive success (Bell
2008). By direct predation and fear, apex predators can structure whole communities through
trophic cascades (Creel & Christianson 2008, Ripple et al. 2014). In many communities,
humans act as apex predators and competitors when hunting or fishing (Castilla 1999, Ciuti et
al. 2012, Dorresteijn et al. 2015) and affect selection. Herbivore and carnivore species
populations can decrease or be locally extinct because of human predation and/or competition
pressure. Given the decrease of mesopredators by human competition, some herbivore species,
as small birds and mammals, may improve the fitness of their individuals and increase their
37
populations. On the contrary, if herbivore populations face a decrease, vegetation can increase
and generate a bottom-up effect on the community. Human competition can lead to dietary
niche partitioning when predators increase predation of more available species or shift
completely to prey other wild (extra or intra guild) or domesticated species (Oriol‐Cotterill et
al. 2015, Ghoddousi et al. 2017). The change in wild carnivores’ prey can generate conflicts
with rural human communities and increase the pressure on carnivores through retaliatory
killing (Van Eeden et al. 2018). In addition, another kind of niche partitioning can happen when
species change their behaviour and habitat use to avoid human presence and predation (Carter
et al. 2012, Schuette et al. 2013, Parsons et al. 2016, Gaynor et al. 2018), and this may change
their ecological functionality (Ordiz et al. 2013).
Interactions that involve human beings present some particularities. Human
populations rarely suffer the consequences of predation and competition at the same degree that
other species do. Hunters can disproportionally impact a community when they, unlike other
species, prey a particular class of a population at higher rates (e.g., healthy adults in
reproductive age, females, larger individuals) (Darimont et al. 2015). Humans are also peculiar
in the sense that they can affect wild communities in several ways at the same time: through
direct interactions, by modifying the habitat, by providing a landscape of fear (i.e., when a wild
population is spatially structured based on perceived predation risk - in this case from humans)
(Nelson et al. 2006, Oriol‐Cotterill et al. 2015), etc. These particularities reduce the chances
of individuals from other species to survive in face of interactions with humans, which has led
humans to be called “super predators” (Darimont et al. 2015).
In marine communities, for example, fishing activities withdraw fish and other
species of economic interest from different trophic levels. Thus, humans act as predators of
herbivore and carnivore species and as competitors of carnivores at the same time (Castilla
1999). The result of anthropogenic effects on marine communities depends on number of fishers
and fishing vessels, gear type, target species and catch effort. Some artisanal fishing
communities may be part of the marine community web without causing impacts that change
its structure (Hilborn et al. 2003, Castello et al. 2011). However, in many other cases, human
fishing activities lead to population collapse and change in the community structure (Walters
& Maguire 1996, Pauly et al. 2002, Mullon et al. 2005, Essington et al. 2015). In the Caribbean,
the density of human populations produced a negative effect on large-bodied fish and total fish
species richness (Stallings 2009). In these areas, marine communities became dominated by
38
few small-sized species, which indicates an extensive activity of apex predators and the release
of small fish from competitive pressure.
A similar pattern occurs in terrestrial environments. Humans generally hunt
herbivore species and compete with meso and apex carnivores, which can have several
consequences on biological communities. Game animals are generally medium and large sized
and key seed dispersers. Excessive hunting pressure on animals with these characteristics can
reduce dispersion of large-sized diaspores and reduce the mobility of seeds dispersed by
animals (Kurten et al. 2015). Can also decrease seed predation by granivorous vertebrates
(Stoner et al. 2007), but increase seed predation as a whole (Galetti et al. 2015). Such changes
in community dynamics can, in turn, lead to selection against plant species whit large seeds,
favouring small-seed plants, which generally are smaller and retain less carbon from the
atmosphere (Bello et al. 2015). Hunting can also cause a cascading effect in the abundance of
taxa such as bruchid and dung beetles (Stoner et al. 2007) and change community structure
(Effiom et al. 2014). Dorresteijn et al. (2015) found that direct and indirect anthropogenic top-
down effects caused by hunters in a community in Romania play a more important role in
shaping diversity patterns then the effects of apex predators and anthropogenic bottom-up
effects (forest and pasture cover). Finally, hunting can affect ecosystem functions as nutrient
cycling, decomposition, water quality (Dirzo et al. 2014), carbon storage (Bello et al. 2015)
and energy transfer between ecosystems (McCauley et al. 2012) and may have other effects yet
to be discovered.
Hunting is not the only way humans can act as predators, removing species from
communities. For trading, legally or illegally, entire organisms or its parts, humans remove
individuals from their population, sometimes leading to local extinction (Phelps & Webb 2015,
Shepherd et al. 2016, Sampson et al. 2018). The impacts of poaching can vary depending on
which species are preferred in each region. Humans can also, directly or indirectly, subsidize
predators (Gompper & Vanak 2008) and other species through the availability of resources
(e.g., food, shelter, space for nesting) and its alternation over time (e.g., daily, monthly,
seasonally) (Oro et al. 2013, Verdade et al. 2014, Newsome et al. 2015). The increase in food
and other resources availability, constantly or in pulses, can have a bottom-up effect on the
community. Agriculture, silviculture, animal husbandry, crop leftovers, discards from fisheries,
game and tourism feeding stations, organic garbage in dumps and food supplies in backyards
are all anthropogenic sources of food and shelter. These subsidies change species dietary
preferences, and the effects can be negative (e.g., when such food is not proper for the
39
nutritional needs of wild species) or positive (e.g., an additional source of food). In the latter
case, subsidies improve individual fitness and increase populations, which can affect species
interactions, food webs, community diversity and composition, promote invasion of exotic
species and nutrient transfer among ecosystems (Oro et al. 2013).
Species can adapt to use these heterogenic landscapes with different types of
subsidized resources, as it is the case of wood mice females (Apodemus sylvaticus) in a cork
oak agro-forestry-system in the Mediterranean (Rosalino et al. 2011). While male wood mice
seem to use the habitat at random, females select olive groves to ensure a highly energetic food
resource. In some cases, resource availability can be so large that some populations may achieve
high densities that would not be possible in natural conditions and alter predator–prey
interactions (Oro et al. 2013). For example, subsidized predators may not be affected by regular
decline in prey populations, maintaining or even increasing their density, and finally change
prey behaviour or drive them to local extinction. A good example is the case of gerbil (Gerbillus
sp.) predation by foxes (Vulpes vulpes) in rural areas between Jordan and Israel (Shapira et al.
2008).The availability of crops and suitable habitat increased fox populations and decreased
gerbils’ abundance, activity and foraging efficiency. Predators may also change characteristics
of their life history, reproduction, home-range, activity and movement based on resources
subsidy (Newsome et al. 2015).
Indirect anthropogenic effects on selection
Indirect anthropogenic effects on selection are countless and can trigger/affect other
innumerable effects on community dynamics. Here, we address two main types of indirect
anthropogenic effects - the ones that affect communities through biological organisms and the
ones that change abiotic characteristics of the environment and ecosystem functions. Regarding
the first type, we highlight the introduction of exotic species and their effects on community
dynamics. Free-ranging and feral dogs (Canis familiaris) and cats (Felis catus) have been
introduced in all types of terrestrial ecosystems and became a new kind of predator in biological
communities (Hughes & Macdonald 2013, Doherty et al. 2017). Dogs and cats can predate
other species in the community and also cause impacts through competition, disease
transmission and hybridization (Daszak et al. 2001, Hughes & Macdonald 2013, Medina et al.
2014). Dogs can even assume the role of apex predators when large-carnivores are locally
extinct, and increase the landscape fear effect (Vanak et al. 2013, Parsons et al. 2016). The
introduction of these animals is accounted for one of the main reasons of extinctions of
40
mammal, bird and reptile species around the world (Medina et al. 2011). As dogs and cats,
many other exotic species introduced affects communities. One example is the wild boar (Sus
scrofa), which competes with (e.g., new world pigs) and predates native species (e.g.,
invertebrates, vertebrates, plants, fungi) and transmits diseases (e.g., wildlife, livestock,
humans) in all continents where it has been introduced (Barrios-Garcia & Ballari 2012).
Another example is the saltcedar Asian plant species (Tamarix chinensis and T. ramosissima),
which have been introduced in the USA and present currently a high rate of hybridization and
dispersion (Gaskin & Kazmer 2009).
The spread of diseases in wildlife is linked with exotic species introduction and has
been indirectly triggered by humans worldwide (Daszak et al. 2001). Emerging wildlife
diseases are generally caused or enhanced by anthropogenic factors, such as: increased contact
with vectors due to the introduction of domestic and wild animals to new habitats and the
expansion of human and domestic animal populations, possible immunosuppression because of
stress and global climate change (Daszak et al. 2001, Karesh et al. 2005, Crowl et al. 2008). It
is estimated that almost 80% of livestock pathogens are shared with wildlife (Karesh et al.
2005).
The introduction of new diseases in a community can decrease populations and
cause extinction, change species interactions and generate cascading effects, which generally
has negative outcomes for biodiversity and the global economy (Haydon et al. 2002, Karesh et
al. 2005). The chytridiomycosis is caused by a fungus (Batrachochytrium dendrobatidis) which
has been spread by African clawed frogs internationally trade and is contributing to the decline
of amphibians biodiversity in all continents and in at least 52 countries (Weldon et al. 2004,
Olson et al. 2013, Kolby & Daszak 2016). The Canine Distemper Virus (CDV) is also broadly
spread on marine and terrestrial ecosystems worldwide and affects many domesticated and wild
mammal species (Viana et al. 2015, Serrano et al. 2017).
Four anthropogenic effects on abiotic characteristics of the environment and
ecosystem functions are here addressed: climate change, change in land use and cover, ocean
acidification and pollution. Climate change is a change in climate over time (e.g., the seasonal
change in the patterns of rainfall, storms and droughts, humidity, and sea level) whether caused
by global warming and other anthropogenic effects or by natural variability (Parry et al. 2007).
The warming of sea waters is one of the many examples of changes in climate which have been
perceived in the last century as having severe effects in communities and ecosystems. The
higher temperatures cause stress in corals and make them lose their intracellular symbiotic
41
dinoflagellates or photosynthetic pigments. This is known as coral bleaching and leads to mass
mortality of corals and cascade effects in the marine trophic chain (Hoegh-Guldberg 1999).
Higher temperatures can also help spread diseases on biological communities in temperate
regions, as the already mentioned case of chytridiomycosis in amphibians (Kolby & Daszak
2016). Other climate change outcomes are seen on forests ecology, by the alteration of fire and
drought regimes, the triggering of insect and pathogen outbreaks (Dale et al. 2001, Wang et al.
2015) and by changing the flowering period of plant populations (Parmesan 2006, Franks et al.
2007).
The surface of Earth is now more than 75% severally transformed by human
activities (Hurtt et al. 2006, Scholes et al. 2018). It is estimated that less than 10% of the Earth’s
land surface will be considered wilderness areas by 2050 (Scholes et al. 2018). In general, land
change decreases biodiversity (Foley et al. 2005, Newbold et al. 2015), however each species
responds to these changes in a singular way. Some species can benefit from it as already
mentioned in the cases of food subsidized species (Newsome et al. 2015). Exotic species may
settle and spread more easily in degraded habitats. Mosaic of habitats can constrain organisms
movement, since many species are unable to go through disturbed areas (Bélisle et al. 2001).
Silviculture can serve as breeding habitat for some animal species (Lyra-Jorge et al. 2008,
Henry et al. 2015), but can show variation on communities’ trophic structure along commercial
cycles (Timo et al. 2015). Build-up areas, which consist of areas with artificial surfaces,
decrease available native habitats and resources and may split populations (Forman &
Alexander 1998), increase generalist species and extinguish specialist species (Müller &
Werner 2010). All populations specific responses to land use and cover change affects their and
other populations selection.
Ocean acidification is the chemical change on the carbonate system of seawater and
can influence species and communities in diverse ways (Gaylord et al. 2015, Fabry et al. 2008).
Elevated levels of CO2 can enhance primary producers’ growth, decrease the performance of
other organisms and change sea species competitive advantages. Corals have shown to decrease
around 30% their calcification rate in response to a doubling in partial pressure of CO2 (pCO2)
(Kleypas et al. 2005). Such a decrease may lead not only to the extinction of coral species (and
therefore trigger a trophic cascade), but also to the extinction of other species because of lack
of shelter. Many organisms (e.g., molluscs, sea urchins) present physiological stress, decrease
in growth and shell dissolution when exposed to high pCO2. Thus, an increase in pCO2 can
generate a decrease in calcification rates and abundance of planktonic organisms and trigger a
42
cascade effects on the sea community (Kleypas et al. 2005). Elevated seawater CO2 can also
induce energetic costs for many consumers which have to allocate energy to acid-base
regulation (Gaylord et al. 2015). These changes in organisms performance affect species
interactions, however the way these species respond within the context of their communities is
still poorly known (Gaylord et al. 2015).
Finally, different sources of pollution are known to affect biological communities
worldwide: sound, air, and water pollution (Naylor 1965) are the most commonly investigated.
Any source of pollution will generally affect organisms negatively. In water, macroplastics and
microplastics are causing mortality of sea wildlife in concerning rates due to ingestion,
entanglement or bioaccumulation in the food chain (Li et al. 2016) and the effects of
pharmaceutical residuals and pesticides on wildlife are still poorly understood (Li 2014). The
diclofenac given to cattle for treating inflammation was found to poison Gyps vultures in the
African continent and Indian subcontinent (Naidoo et al. 2009). Anthropogenic noise can
negatively affect birds through direct stress, masking noises used for protection (e.g., predator
arrival, alarm call) and interfering in acoustic reproductive signals used for territorial defence
and mating (Slabbekoorn and Ripmeester 2008, Blickley and Patricelli 2010). Noise pollution
in the sea (e.g., ship propellers, seismic survey airguns, sonars, pile driving), generally in a low-
frequency band (Hildebrand 2009), broadly affects marine life altering animal’s behaviour and
causing temporary and permanent hearing loss, stress or even death (Popper & Hastings 2009).
The ultimate outcome of pollution is death and extinction, however before that pollution causes
fitness loss, species distribution and populations numbers constrain and changes in community
structure (Goudie 2018, 80p.).
Ecological drift
Ecological drift is a stochastic effect all communities are subject to; it is a random
effect over species population size that results from the equal chances individuals have of
reproducing or dying regardless their identity (Rosindell et al. 2012). Therefore, anthropogenic
effects cannot cause drift. However, according to Vellend (2010), if natural selection is strong
and the size of the community is big, the effects of selection on species populations overcome
the effects of drift. On the contrary, if selection is weak and the size of the community is small,
the effects of drift overcomes selection. Thus, anthropogenic effects can change this relation
between selection and drift.
43
As we discussed above, anthropogenic effects can increase the size of a wild
population by offering new sources of food (Gompper & Vanak 2008, Oro et al. 2013,
Newsome et al. 2015) or increase the selective pressure over one of two species occupying
similar niches through harvesting. In these cases, ecological drift can have less influence on
these populations, since selective pressure is strong and the size of the population big. Likewise,
humans can decrease ecological differences between two populations (e.g., differences in
resource use, foraging efficiency, reproduction) when competing or restricting resources of the
population which shows better fitness. By decreasing selection forces, then drift plays a bigger
role in the community. Overall, if the anthropogenic selective pressure is so strong that causes
a considerable decrease in the size of one of the populations, drift can have an important role
and lead this population to extinction (Lande 1998).
Speciation (or micro-evolution and rapid evolution)
Speciation is the formation of new species from an ancestral one, through the
selection of traits of individuals of a population that results into reproductive isolation (Schluter
2001). Although it is difficult to define if a new species has actually emerged, there are many
anthropogenic effects which are materially influencing species' evolution and could be
increasing speciation rates (Bull & Maron 2016). Some human-mediated speciation
mechanisms known are: species reallocation (rapid evolution or hybridization), domestication,
hunting and the creation of novel ecosystems (Bull & Maron 2016). More specifically,
highways (Forman & Alexander 1998, Sawaya et al. 2014), fences (Mbaiwa & Mbaiwa 2006,
Hayward & Kerley 2009) or even a deforested corridor between two forest patches (Banks et
al. 2007) can separate populations long enough so they become two species. Climate change
can influence part of a plant population to change its flowering period (Parmesan 2006, Franks
et al. 2007), gradually separating the population until making it impossible for individuals of
both sub-populations to breed with one another. In London, UK, the common house mosquito
(Culex pipiens) established a subterranean population in the underground railway system which
can no longer reproduce with the above-ground population or hibernate in the north of the
species range (Byrne & Nichols 1999). In Mesoamerica, forest fragmentation seems to have led
to absence of gene flow and the diverging of damselfly (Megaloprepus caerulatus) in more
than one species (Feindt et al. 2014).
44
Dispersal
Dispersal is the movement of organisms across space and time, with consequences
on individual fitness and populations dynamics (Bowler & Benton 2005). A species may have
the biological capacity to disperse and settle in a different region, still it does not mean that this
is going to happen. Anthropogenic effects can, overall, determine if and how many organisms
will be able to disperse (Helmus et al. 2014). Anthropogenic environmental modifications can
allow, increase, decrease or make it impossible for a species to disperse to a specific area.
The anthropogenic effects can partially or completely isolate a community and
cause speciation processes or its extinction through a bottleneck effect (Wu & Hobbs 2002).
Hydroelectric power plants can have such an effect on fishing populations, reducing the
connectivity of a population (Gouskov et al. 2016) or hindering a subset of species of a fish
assemblage from broad movement (Anderson et al. 2006). On the other hand, human
populations can carry organisms to new environments and promote one of the worst modern
environmental problems: the invasion of exotic species.
There are many cases around the world to illustrate this. Several marine species
have been transported by ballast water and have settle in new marine environments becoming
a major environmental issue (Williams et al. 1988). The transportation of species through legal
and illegal trades to become pets, as aquarium fish species (Padilla & Williams 2004) and
marmosets (Malukiewicz et al. 2015), is another common case. Wild animals sold as domestic
can be rejected by their buyers because of diverse reasons (e.g., are too aggressive, people lose
interest, they grew more than expected) and are many times returned to natural habitats where
they are an exotic species. In Brazil, the distribution of an exotic species of jackfruit
(Artocarpus heterophyllus Lam.) correlates with past land use and socioeconomic policies in
urban forests of Rio de Janeiro city (Solorzano et al. 2016). Currently, the jackfruit is
hyperdominant in the area and competes with native trees. Similarly, the beaver (Castor
canadensis) was introduced in Argentina for hunting purposes. After decades, the beavers
continue to occur and to do their ecosystem engineering in the new habitat, transforming lotic
environments in lentic ones (Lizarralde et al. 2004). As they mostly lack natural predators, all
these introduced species deplete natural resources, compete with native species and influence
food webs, increasing selective pressure on other species of the community. They can yet affect
ecosystem functions and the community as a whole by altering water flow, hydrologic and
biogeochemical cycles, and decomposition process (Crowl et al. 2008).
45
This “artificial” dispersal (mediated by humans) can also lead to hybridization. This
can take place when anthropogenic effects favour the encounter of individuals from species that
were separated by geographical barriers, but not by reproductive isolation (Kahilainen et al.
2011). Also, it can lead to species extinction because of infertile offspring (Dittrich-Reed &
Fitzpatrick 2013). Some examples are the hybridization events between endangered red wolves
(Canis rufus) and coyotes (Canis latrans) in the United States (Bohling & Waits 2015) and
marmoset hybridization involving Callithrix jacchus, C. penicillata and other Callithrix species
that have been introduced in areas beyond their natural occurrence (Malukiewicz et al. 2015).
Multi-level anthropogenic effects
All anthropogenic effects mentioned (or not mentioned) above have local
(ecosystems), regional (landscape) or global (biosphere) dimensions and reach biological
communities in one or more levels. This means that while the four ecological processes of
communities interact in different levels, as proposed by Vellend (2010) (Fig. 1b), human effects
also interact with them in multiple levels (Fig. 3). Even though some effects are recognized as
worldwide problems, they do not have necessarily a global dimension. Although these
boundaries are subjective, they can facilitate our understanding of the issue.
Some anthropogenic effects that influence communities locally are human
interactions (predation, competition, mutualism), forest fires, roadkills, local land conversion,
localized mineral or sand extraction, food subsidize to birds in backyards, the implementation
of a municipal protected area and habitat restoration. In the regional level, there are landscape
changes, the construction of highways, deforestation, introduction of invasive species,
management plans to manage a basin and protected areas implementation of large size.
Globally, there are climate change, change in land cover and use, ocean acidification and
pollution (e.g., air, water, sound). These changes are currently so broad that we consider they
have affected the whole global biological community, despite the nature, extent and strength of
the effects vary according to the region of the globe.
46
Figure 3. A modification of Vellend’s image to recognize anthropogenic effects and their interactions with
community process in a multi-level perspective.
We realize that the present work only scratched the surface of anthropogenic effects
on biological communities. Even so, there are even more effects that are yet poorly understood
or completely unknown. In any case, we aimed to present solid evidences of the broad effects
of humans on biological communities, directly at a species as part of the community, and
indirectly, as drivers of community processes. Species have been able to adapt to many of these
effects and evolve until now (Rosalino et al. 2014). Communities continue to exist in all types
of landscapes despite the major impacts they have suffered. We argue for a more inclusive
approach in Community Ecology, analogous to what Ricklefs (1987) and others (Ricklefs &
Schluter 1993, Brown 1995) did in the 1980 and 1990, when they brought the attention to the
importance of spatial and temporal multi-level processes for local patterns. We hope that by
acknowledging the importance of anthropogenic effects into Community Ecology, researchers
can expand the capacity to understand natural phenomena, similarly to the contributions of the
historical and biogeographical perspectives. Some may advocate that only other disciplines
should account for anthropogenic effects, as if we could continue to develop a “pristine” and
“natural” ecology and later adding the anthropogenic effects to our equations. What we
highlight here is the difficulty in continuing to advance our understanding of community
processes and patterns without acknowledging and accounting for the massive strength of direct
and indirect anthropogenic effects in biological communities.
47
Community Ecology through social-ecological lens to address complex environmental
challenges: a broader framework
Here we propose to advance the understanding of biological community dynamics
by looking at its processes with social-ecological lens (Fig. 4A - Ostrom 2009) in different
levels and scales (Fig. 4B - Cash et al. 2006). We do not imply that it would be imperative or
even necessary to include all this complexity into Community Ecology theory and research.
However, we suggest that being aware of these connections can improve the capacity of the
ecologist to design hypothesis, interpret some research findings and discuss them, considering
empirical data is always collected in a social-ecological context. Based on this assumption, we
propose a broader framework where we analyse Community Ecology through a social-
ecological approach (Fig. 5).
Figure. 4. A. An example of framework for analysing social-ecological systems from Ostrom (2009). B. A
schematic example of interactions across spatial, organizational, and temporal scales and levels from Cash
et al. (2006).
Biological communities are a component of the social-ecological system. These
systems entail in a certain biophysical area, here represented by the ecosystem or the landscape,
and are encompassed by at least three important scales: time, biogeography and jurisdiction.
Time and space (represented by the biogeographical scale) are well-known in Ecology. The
jurisdictional one refers to the different levels of jurisdiction to which an area and its
components can be subjected to and is relevant because all biological communities and
A
B
48
ecosystems are comprehended geopolitically and managed by one of these jurisdictional levels
(e.g., community, municipal, state, national).
Figure. 5. Biological community dynamics and their link to broader processes of social-ecological systems.
A patch, the basic unit of the landscape, refers to a relatively homogeneous area
from one of the different features of land use and cover: native habitat (forest, savannah,
grassland, tundra), exotic grassland, agriculture, silviculture, construction, water, exposed soil,
etc. Each patch is suitable for a different pool of species of the biological communities and
affects species fitness and persistence directly. The number and size of the different patches are
important to structure the biological community and they change with time.
Stakeholders are individuals (e.g., inhabitants, farmers, urban citizens, business
people) and social groups (e.g., governmental and non-governmental organizations, local and
traditional communities, universities, companies) that influence and are influenced by a certain
subject or process, as the management of natural resources (Chevalier 2001). Because of
interests in the use or protection of natural resources, conflicts or fear, stakeholders change and
make decisions concerning the environment. Stakeholders can affect biological communities
49
directly through caring for or preying upon organisms. They can also affect communities
indirectly through the conversion of landscape units and change of their percentage in a
landscape, which they affect directly. Human society’s values (e.g., ethics, religion) and
socioeconomic indicators (e.g., income, education, food security) can influence the perception
of human populations about nature and their actions towards the environment (Díaz et al. 2015,
Pascual & Howe 2018).
Institutions are the formal (e.g., laws, norms, regulations) and informal (e.g., rules
and codes of conduct, conventions) practices created by humans to regulate and shape
individuals’ and groups’ actions (Kiser & Ostrom 2000). Institutions affect biological
community dynamics indirectly because they set what is allowed, what should be avoided or is
forbidden towards biotic and abiotic natural resources. Institutions can also determine what type
of activities that may be carried out on a landscape or in parts of it - for example, if a certain
piece of land will be used for mining, to construct a highway, to be restored or become a
protected area.
Finally, scientific and traditional/local knowledge, or the different knowledge
systems that human societies build and shape through time (Argueta Villamar 2012), arise from
the interactions among stakeholders, biological communities, landscape and institutions and are
in constant transformation because these interactions are dynamic in space and time. Different
knowledge systems influence and change the perceptions and ethics towards the environment
held by human populations, and reflect in the way these populations use and impact
communities and ecosystems (Díaz et al. 2015, Pascual & Howe 2018).
All these five elements of social-ecological systems (components, patches,
stakeholders, institutions and scientific and traditional/local knowledge) interact constantly and
affect one another and other elements of the system, presenting the patterns we identify in
nature.
Concluding remarks
In the Anthropocene epoch the human-nature divide is a flaw. Here we explicitly
incorporate anthropogenic effects into Community Ecology dynamics in an attempt to advance
the theory. We proposed a framework to explore the effects of human activities and modified
landscapes on biological communities using a social-ecological systems lens. Many community
ecologists have already realized this need (Oro et al. 2013, Dorresteijn et al. 2015). The
proposed frameworks attempt to give a start to this discussion. We realize that such approach
50
may complexify Ecology even more (Roughgarden 2009, Vellend 2010). Nonetheless, not
taking into consideration anthropogenic effects in community equations can mask such
complexity, leading to wrong conclusions. Our approach seeks for a more inclusive view of
community dynamics and a better understanding of multiple environmental challenges that
nature, including humanity, faces in this Anthropocene epoch.
Acknowledgements
This study was financed in part by the Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível
Superior - Brasil (CAPES) – (Finance Code 001) and the National Council for Scientific and
Technological Development (CNPq - Proc. No. 140040/2016-1).
51
CAPÍTULO 2
Wildlife-Human Survey: uma ferramenta para o levantamento rápido de
mamíferos e atividades humanas
Camila Alvez Islas¹, Cristiana Simão Seixas² & Luciano Martins Verdade³
¹ Doutoranda no programa de Pós-graduação em Ecologia do Instituto de Biologia da Universidade Estadual de
Campinas, Brasil.
² Pesquisadora no Centro de Pesquisas e Estudos Ambientais (NEPAM) da Universidade Estadual de Campinas,
Brasil.
³ Pesquisador do Centro de Energia Nuclear na Agricultura (CENA) da Universidade de São Paulo (USP).
Resumo
Contexto A escassez de dados padronizados sobre a fauna silvestre é um dos principais
empecilhos para compreender as respostas desses animais aos efeitos antropogênicos ao redor
do mundo. O Conhecimento Ecológico Local de populações rurais tem muito a contribuir para
preencher essa lacuna. Métodos que levantam esse conhecimento podem gerar dados
ecológicos e socioeconômicos, envolver a população humana na pesquisa e ter baixo custo de
aplicação.
Objetivo Neste estudo nós apresentamos o Wildlife-Human Survey para o levantamento rápido
de informações sobre mamíferos e atividades humanas e investigamos a sua utilidade para gerar
dados para a pesquisa e o manejo da fauna em paisagens rurais por meio de um estudo de caso.
Métodos O Wildlife-Human Survey consiste em um protocolo de entrevista estruturado em três
partes que gera informações sobre: i) ecologia das espécies e assembleias de mamíferos; ii)
características socioeconômicas das populações humanas e suas propriedades rurais, e iii)
interações ser humano-fauna. Nós aplicamos o survey em 300 entrevistas distribuídas em 30
paisagens rurais (de 1250ha) na região do Vale do Paraíba, São Paulo, Brasil. Para analisar os
dados, utilizamos estatística descritiva, geramos curvas randômicas de acumulação de espécies
(citações) e mapas de distribuição e riqueza de espécies.
Principais resultados Registramos dados de ocorrência e distribuição de 32 espécies de
mamíferos de médio e grande porte e de 300 unidades domiciliares rurais. Estes dados
possibilitaram a construção de mapas de distribuição e riqueza das espécies de mamíferos para
a região estudada. Além disso, possibilitaram a identificação e caracterização de algumas
questões-chave para o manejo relacionadas às interações ser humano-fauna (e.g., usos e
52
percepções dos moradores sobre a coexistência com a fauna). No estudo de caso, o método se
mostrou eficiente para encontrar evidência sobre 95% das espécies investigadas ocorrendo na
região, com apenas 25 entrevistas ou 10 paisagens e um esforço que variou entre 66h e 266h
em campo. No entanto, um esforço razoável de 134 entrevistas ou 23 paisagens foi necessário
para encontrar evidências de todas as espécies investigadas, o que corresponde a um esforço de
campo entre 356h e 611h. O método apresenta como principais limitações a imprecisão espacial
e temporal da visualização do indivíduo e na identificação do mesmo no nível da espécie.
Conclusões O Wildlife-Human Survey se mostrou, através dos dados gerados (ocorrência das
espécies, mapas de distribuição, interações ser humano-fauna), uma ferramenta útil e de baixo-
custo para levantar dados sobre mamíferos de médio e grande porte e populações humanas que
coexistem com esses animais em paisagens rurais. Todavia, sugerimos que o método seja
utilizado como método inicial ou complementar para o levantamento de informações para o
manejo e a pesquisa da mastofauna.
O Wildlife-Human Survey tem potencial para ser adaptado e utilizado para o monitoramento da
fauna pela população rural, o que pode aumentar sua eficácia e eficiência.
Implicações O Wildlife-Human Survey pode contribuir para preencher uma lacuna de
informações sobre a fauna de mamíferos, especialmente onde outros métodos de levantamento
não são adequados ou viáveis economicamente. Além disso, este método valoriza o
conhecimento de populações rurais, criando oportunidade para que as mesmas repensem sua
interação com fauna e contribuam para o manejo.
Palavras-chave: Conhecimento Ecológico Local, Manejo, Gestão, Conservação, Paisagens
rurais.
Introdução
A maioria das regiões ao redor do mundo continua deficiente em dados sobre a
fauna silvestre, especialmente no que se refere a longos períodos de tempo (Schipper et al.
2008, Boitani et al. 2011). A escassez de dados padronizados e disponíveis online sobre a fauna
é um dos principais desafios atuais para compreender as respostas desses animais aos efeitos
antropogênicos (Schipper et al. 2008, Ahumada et al. 2011, Boitani et al. 2011, Rondinini et
al. 2011). Considerando as espécies de mamíferos, existe um conhecimento científico
consistente sobre sua ocorrência e distribuição global (IUCN 2018). No entanto, dados robustos
e padronizados (i.e., quando a coleta é realizada com um método/desenho amostral semelhante
e periodicamente) sobre a distribuição das espécies e a estrutura das assembleias desse táxon,
quando disponíveis, são enviesados a certas regiões (e.g., América do Norte, Europa ocidental)
53
e ecossistemas (e.g., florestas tropicais e temperadas, paisagens íntegras em áreas de proteção)
(Ceballos 2005, Schipper et al. 2008, Martin et al. 2012). A distribuição das ameaças e
prioridades para a conservação das espécies de mamíferos, especialmente em nível local e
regional, também são pouco compreendidas (Rondinini et al. 2011). O importante papel que os
mamíferos desenvolvem na dinâmica de comunidades ecológicas, como a dispersão de
sementes (Matías et al. 2010, Bello et al. 2015), controle top-down de cadeias tróficas (Ripple
et al. 2014) e transferência de energia entre ecossistemas (McCauley et al. 2012) justifica os
esforços para monitorar e manejar esses animais.
Os métodos mais usados para levantar e monitorar mamíferos são provenientes do
campo das ciências biológicas e, apesar de eficazes, possuem diferentes restrições (Dice 1938,
Silveira et al. 2003). Alguns desses métodos, como as armadilhas de pegadas de areia, barro ou
neve, não são adequados para ambientes como florestas tropicais densas, relevos acidentados,
dosséis de árvores e ambientes aquáticos (Smallwood & Fitzhugh 1995, Lyra-Jorge et al. 2008).
Ouros métodos de levantamentos limitam a produção de dados sobre mamíferos pelo alto custo,
como quando a contagem de animais ao longo de transectos requer trabalho de campo extensivo
e profissionais com experiência em detectar sinais da fauna (Barnes 2001, Silveira et al. 2003)
ou quando se faz necessário o uso de anestésicos por profissionais especializados (Soisalo &
Cavalcanti 2006). Ferramentas eletrônicas de alta acurácia, como armadilhas-fotográficas e
radio-telemetria por GPS, também têm o seu uso limitado pelos seus custos e, em alguns casos
podem não ser tão eficientes como métodos menos custosos (Silveira et al. 2003, Gaidet-
Drapier et al. 2006, Lyra-Jorge et al. 2008, Ahumada et al. 2011). Além disso, nenhum dos
métodos citados gera dados sobre as populações humanas que coexistem nas paisagens com a
fauna. Dados dessa natureza são essenciais para desenhar ações de conservação e informar os
tomadores de decisão para o manejo de mamíferos, já que são essas populações que têm maiores
interações com a mastofauna (Ban et al. 2009a, Carter et al. 2012, Oriol‐Cotterill et al. 2015).
As pesquisas participativas que utilizam o conhecimento local e tradicional para
levantar dados e monitorar mamíferos, apesar de pouco utilizadas, são vistas como uma
abordagem alternativa e complementar aos métodos acima citados (Gaidet-Drapier et al. 2006,
Urquiza-Haas et al. 2009, Parry & Peres 2015). O conhecimento ecológico local consiste dos
saberes múltiplos que possuem as populações humanas sobre os ecossistemas e seus
organismos, sejam estas populações indígenas, pescadores artesanais ou comunidades urbanas
(Berkes 1999). O levantamento de conhecimentos dessa natureza pode gerar um robusto
entendimento sobre as espécies e assembleias de mamíferos e sobre as populações humanas
54
coexistindo na paisagem, bem como sobre suas dinâmicas ao longo do tempo, a um baixo-custo
(Gagnon & Berteaux 2009, Meijaard et al. 2011, Beaudreau & Levin 2014). Além disso, a
inclusão do conhecimento das comunidades rurais na pesquisa pode aumentar o interesse e a
participação desses atores na geração de dados de interesse comum (Ban et al. 2009b). A
eficácia de métodos que utilizam o potencial desse conhecimento para obter dados sobre a
ocorrência e distribuições, bem como para monitorar, grupos de mamíferostem sido mostrada
em estudos atuais (Urquiza-Haas et al. 2009, Prist et al. 2012, Parry & Peres 2015).
Buscando desenvolver um método que gere informações ecológicas e
socioeconômicas, que possa ser amplamente utilizado por diferentes atores (e.g., técnicos,
pesquisadores, comunitários) e que esteja baseado em conhecimento ecológico tradicional e
local, nós desenvolvemos o Wildlife-Human Survey. Desenvolvemos este método para o
levantamento rápido de informações sobre mamíferos e atividades humanas, de forma que os
dados levantados possam subsidiar o desenvolvimento de pesquisas de longo prazo e tomadas
de decisão para o manejo. Este é um método de baixo custo, que dispensa o uso direto de
técnicas de avistamento e captura e que tem a vantagem de envolver a população local na
discussão sobre a conservação dessa fauna. A seguir, descrevemos o Wildlife-Human Survey e
sua aplicação em um estudo de caso realizado no Vale do Paraíba (São Paulo, Brasil) e
discutimos sua eficácia como ferramenta para gerar dados para a pesquisa e manejo da fauna
em paisagens rurais.
Métodos
O método: delineamento e forma de aplicação
Nós desenvolvemos o Wildlife-Human Survey para coletar informações sobre
mamíferos de médio e grande porte e sobre as populações rurais vivendo na mesma paisagem
de uma forma simples, rápida, com baixo custo e sem comprometer a qualidade dos dados. Por
meio de entrevistas estruturadas divididas em três partes o Wildlife-Human Survey foi elaborado
para gerar dados sobre: i) ocorrência, distribuição, abundância e riqueza de espécies e sobre a
composição de guildas e assembleias de mamíferos de médio e grande porte (parte 1); ii) a
correspondência entre a classificação local e científica das espécies estudadas (parte 1); iii)
características e atividades socioeconômicas das populações humanas e de suas propriedades
rurais ou urbanas (parte 2); e iv) interações ser humano-fauna e a percepção da população rural
sobre essas interações (e.g., usos, prejuízos, benefícios) (parte 3). As partes 1, 2 e 3 do survey
são independentes e podem ser aplicadas sozinhas ou em conjunto, dependendo do objetivo do
55
estudo. As três partes do Wildlife-Human Survey se beneficiam de uma etapa de adequação do
survey à realidade local. Para isso, sugerimos consultar atores-chave para o tema sobre os
principais aspectos tratados no survey e a realização de testes piloto antes da aplicação do
Wildlife-Human Survey em larga escala. O método pode ser facilmente adaptado para coleta
periódica de dados (i.e., monitoramento) por pesquisadores ou pela própria população rural.
Antes de aplicar o Wildlife-Human Survey é preciso determinar o conjunto de
espécies que serão investigadas nas entrevistas, de acordo com o objetivo do estudo. Caso não
haja clareza prévia sobre esse conjunto de espécies sugerimos os seguintes passos. Primeiro,
determinar os critérios para inclusão das espécies no survey a partir do objetivo da pesquisa.
Por exemplo, selecionar espécies que sejam de interesse econômico ou cultural, apenas um
determinado grupo taxonômico (e.g., Leopardus sp., felídeos ou carnívoros) ou todas as
espécies de mamífero terrestres no pool regional. Então, realizar uma investigação extensa
sobre as espécies de mamíferos ocorrendo na área que se encaixem nos critérios determinados
(e.g., revisão de literatura, documentos técnicos, conversar com pesquisadores da área, realizar
entrevistas). O número total de espécies selecionadas depende dos objetivos do estudo e do
tempo e pessoal disponível para realizar o trabalho. Para cada espécie selecionada é necessária
uma foto impressa e codificada (com um número, letra ou símbolo). Também é essencial
conhecer as terminologias utilizadas pelos moradores locais, como por exemplo qual o nome
local para “mamíferos”.
A parte 1 do Wildlife-Human Survey consiste de um questionário estruturado (ver
Fig. 1, Fig. 2 e Material Suplementar 1) que investiga, por meio de fotografias, a ocorrência,
e possíveis mudanças na ocorrência ao longo do tempo, das espécies selecionadas. Estes dados,
quando coletados em uma única localidade ou paisagem, geram informações sobe a presença-
ausência (0/1), a abundância (a partir de um índice de 0 a 10, referente ao número total de
entrevistados por paisagem) e a riqueza de espécies de mamíferos na área. Quando coletados
sistematicamente, junto a vários entrevistados em diferentes paisagens, estes dados também
possibilitam avaliar a distribuição das espécies na paisagem e comparar a abundância, a riqueza
e a composição das espécies de mamíferos entre assembleias. Esta etapa também viabiliza a
investigação da correspondência entre o sistema local (popular) de classificação das espécies e
o científico. Compreender a correspondência entre esses dois sistemas de classificação
proporciona maior robustez aos dados coletados e facilita seu uso em estudos e tomadas de
decisão posteriores (Nazarea 2016).
56
Para coletar os dados mencionados devem ser realizadas as seguintes perguntas ao
entrevistado para cada foto impressa: i) Como você chama este animal?; ii) Você alguma vez
viu/identificou este animal aqui na sua propriedade ou nas propriedades vizinhas? Se sim, como
você o identificou (visualização direta, encontro de vestígios ou relato de vizinho que o
visualizou)?; iii) Quando foi a última vez que você viu/identificou este animal?; e iv) Este
animal ocorria nesta região há 20 anos atrás? Se não, quando ele passou a ocorrer? As respostas
dessas perguntas são escritas em um protocolo frente e verso referente à parte 1 do survey. Na
página frontal deste protocolo (Fig. 1 e MS1), cada fotografia/espécie está identificada por um
número (quando espécie) ou uma letra (quando gênero/grupo) e pelos seus nomes científico e
comum no país estudado (neste caso o Brasil). Para cada espécie há espaço no protocolo para
anotar as respostas das perguntas “i” e “ii”. No verso do protocolo (Fig. 2) se anotam as
respostas das perguntas “iii” e “iv”. Desta vez o entrevistador deve circular o número das
fotografias na resposta correspondente. Por exemplo, se o entrevistado responde que viu a
espécie “1” há seis meses, o pesquisador apenas deve circular o número “1” no conjunto de
números e letras correspondente à “nos últimos dois anos”, uma forma rápida de anotar as
respostas.
Figura 1. Imagem parcial do protocolo para desenvolvimento da parte 1 (frente da página) do Wildlife-
Human Survey utilizado no estudo de caso realizado no Vale do Paraíba. O protocolo completo pode ser
visto na tabela MS1.
A parte 2 do survey consiste de um questionário estruturado com 27 perguntas que
tratam sobre informações socioeconômicas dos entrevistados e de suas propriedades
rurais/domicílios (Fig. 3). Essas informações são úteis para caracterizar componentes do
sistema socioecológico no qual a fauna estudada ocorre, bem como identificar aspectos de
57
formação educacional e profissional, que podem auxiliar no desenvolvimento de mecanismos
de facilitação da coexistência entre a população rural e a mastofauna. Esta etapa do método gera
uma descrição da população estudada que pode ser correlacionada com os dados ecológicos da
parte 1.
Figura 2. Imagem do protocolo para desenvolvimento da parte 1 (verso da página) do Wildlife-Human
Survey utilizado no estudo de caso realizado no Vale do Paraíba.
Figura 3. Imagem do protocolo para desenvolvimento da parte 2 do Wildlife-Human Survey utilizado no
estudo de caso realizado no Vale do Paraíba.
58
A parte 3 do Wildlife-Human Survey (Fig. 4 e MS2) consiste de um questionário
estruturado que investiga as interações ser humano-fauna e a percepção da população rural
sobre essas interações. Para isso, coleta informações sobre: i) a percepção dos entrevistados
sobre a presença e benefícios da fauna na paisagem e sobre a responsabilidade da população
humana em cuidar desses animais; ii) a existência de atividades de caça na paisagem e a opinião
dos moradores sobre permitir e regular a caça na região; iii) a existência de prejuízos causados
pela fauna, especifica a natureza desses prejuízos (se são referentes a perdas na produção
agrícola e pecuária ou se são de outra natureza), quantifica o tamanho dos prejuízos (de <5% a
>50%) e qualifica a aceitação dos prejuízos pelos moradores (por um índice de 1 a 5); e iv) a
necessidade, o interesse e a disponibilidade dos moradores em se envolver em um
monitoramento participativo de mamíferos e de prejuízos causados à produção rural. No
questionário, todas a perguntas possuem opções pré-determinadas para as respostas, de forma
a facilitar as anotações do pesquisador, mas também há espaço para escrever respostas não
antecipadas ou comentários dos entrevistados sobre o assunto.
Figura 4. Imagem parcial do protocolo para desenvolvimento da parte 3 do Wildlife-Human Survey
utilizado no estudo de caso realizado no Vale do Paraíba.
59
Os dados coletados por meio das três partes do Wildlife-Human Survey podem,
ainda, em colaboração com outros métodos, ser utilizados para avaliar o efeito de variáveis
estruturais e socioeconômicas da paisagem sobre a riqueza e a abundância das espécies e sobre
a composição das assembleias de mamíferos, como desenvolvido por Islas et al. (Capítulo 4).
Aplicando o método em uma área de estudo
Nós aplicamos o Wildlife-Human Survey na região do Vale do Paraíba, que
compreende a bacia do Rio Paraíba do Sul, situada entre três estados Brasileiros: São Paulo,
Minas Gerais e Rio de Janeiro. Nós selecionamos a porção sul do Vale do Paraíba, que pertence
ao estado de São Paulo (Fig. 5), por ser uma área caracterizada pela agropecuária de pequena e
média escala (São Paulo 2018) e pela alta concentração populacional (139,6 hab/km² - IBGE
2010). As principais atividades econômicas da região são a silvicultura, agricultura, pecuária,
indústria e mineração (Devide 2013). Esse território, originalmente coberto por diferentes
fisionomias do bioma Mata Atlântica, atualmente mantém 32% de cobertura vegetal nativa, a
qual tem aumentado nas últimas décadas (Silva et al. 2017).
Figura 5. As 30 paisagens investigadas, distribuídas em 10 municípios no Sul do Vale do Paraíba, no
Estado de São Paulo, Brasil.
60
Antes de aplicar o survey, para adequá-lo à realidade local, consultamos, por meio
de entrevistas semiestruturadas, 10 atores-chave da região: técnicos e profissionais do meio
ambiente (n=4), professores da rede pública (n=2), guarda-parques (n=2), um gestor ambiental
e um agricultor. Nas entrevistas, exploramos as principais questões relacionadas aos mamíferos
na paisagem regional, afim de calibrar as três partes do survey. Por exemplo, nessas entrevistas
descobrimos que a palavra local para se referir aos mamíferos é “bichos da mata”, a qual
utilizamos como sinônimo de “mamífero” no survey. Também, identificamos as principais
espécies causando prejuízos econômicos aos produtores rurais ou apresentando algum declínio
ou aumento populacional na região na visão dos atores, afim de garantir que estas espécies
fossem investigadas na versão final do survey.
Para este estudo tivemos o objetivo de investigar a maioria das espécies de
mamíferos de médio e grande porte (>1kg) ocorrendo no pool-regional de espécies. Para
determinar esse conjunto de espécies a ser investigado no survey, além da consulta feita aos
atores-chave, realizamos um levantamento de dados secundários, em artigos científicos e
documentos que tratam da mastofauna (Vivo et al. 2011, IUNC 2018) e de espécies específicas
(e.g., Kasper et al. 2009, Kasper et al. 2013), no plano de manejo da área protegida próxima à
área de estudo (Parque Estadual da Serra do Mar), junto a pesquisas técnicas realizadas com
armadilhas-fotográficas na região e no Sistema de Informação Ambiental do programa de
pesquisa Biota/FAPESP (SinBiota). Desconsideramos a maior parte das espécies de mamíferos
de pequeno porte pela dificuldade em identificar essas espécies apenas pela visualização.
Todavia, incluímos uma espécies de pequeno porte, Callithrix sp., em nossa investigação,
devido a facilidade em distinguí-la de outras espécies A partir desse levantamento,
selecionamos 37 espécies-alvo para a investigação, as quais possuíam evidências sobre sua
ocorrência ou possível ocorrência no pool-regional de espécies, de forma a representar os
principais grupos de mamíferos. Destas, 34 são espécies de mamíferos nativas, duas são
domésticas (Canis familiares e Sus scrofa feral) e uma exótica (Sus scrofa). O número total de
espécies a serem analisadas no survey foi escolhido a fim de não ultrapassar 40 minutos na
aplicação das entrevistas individuais, considerando as três etapas.
Na área de estudo nós selecionamos, para aplicar o Wildlife-Human Survey, trinta
paisagens rurais de 1250ha cada, que possuíam diferentes tipos e porcentagens de cobertura e
uso da terra. A área das paisagens foi delimitada considerando a média do espaço de vida das
espécies investigadas, que varia de cerca de 2ha a 6,500ha (Fragoso 1998, Cáceres & Monteiro-
Filho 2001, Juarez & Marinho-Filho 2002) - com exceção dos grandes felinos que utilizam no
61
mínimo 9,000ha (Crawshaw & Quigley 1991, Grigione et al. 2002) – e as limitações de
custo/tempo/mão de obra. Então, a partir de 30 pontos de GPS, localizados no centro das
paisagens selecionadas, começamos a aplicar o survey com os moradores rurais, em um raio
máximo de 2km, até realizar 10 entrevistas em cada paisagem. No total, em 40 dias, realizamos
300 entrevistas em uma área de 37.500ha. As propriedades amostradas foram selecionadas
respeitando as seguintes regras: i) a partir do centro da paisagem, escolhemos uma das primeiras
casas avistadas, ii) depois de realizada uma entrevista, pulamos ao menos duas casas; iii) sempre
que possível não realizamos mais de três entrevistas na mesma estrada; e iv) buscamos distribuir
as entrevistas de forma uniforme na paisagem dentro das possibilidades (imagens de satélites
foram consultadas).
Análise dos dados
Para garantir a confiabilidade dos dados nós consideramos para análise apenas as
espécies que foram identificadas pelos entrevistados por visualização direta ou pelo encontro
de evidências, não considerando as espécies avistadas por terceiros. Também, em cada
paisagem consideramos apenas espécies com ocorrência identificada ao menos uma vez por
visualização e aquelas com ao menos três evidências de ocorrência na área nos últimos 5 anos,
seja por visualização direta, por evidências ou por dados secundários, como relatórios e artigos
científicos. Com os dados da parte 1 construímos uma matriz de presença-ausência
considerando cada propriedade/entrevista (n=300) e uma considerando apenas as paisagens
(n=30). Com essas matrizes geramos curvas randômicas de acumulação de espécies (repetindo
o procedimento 1,000 vezes) afim de identificar o número de entrevistas e paisagens necessárias
para ter citações de todas as espécies investigadas no survey e encontradas na área de estudo. A
partir da matriz de presença-ausência na paisagem também geramos, no programa ArcGIS
v.10.0 (ESRI 2018), mapas de ocorrência para quatro grupos de mamíferos. A distribuição das
espécies foi delineada a partir de um buffer, ao redor do ponto de GPS encontrado no centro de
cada paisagem, que considera a área de vida média de cada táxon. Delimitamos 2.000ha para
os felídeos de médio porte (Dillon & Kelly 2008), 4.000ha para os canídeos (Trolle et al. 2006,
de Almeida Jácomo et al. 2009), 6.000ha para os taiassuídeos (Fragoso 1998) e 15,000ha para
os felídeos de grande porte (Crawshaw & Quigley 1991, Grigione et al. 2002). Nós analisamos
os dados das partes 2 e 3 do survey por meio de estatística descritiva. Todas as análises
quantitativas foram realizadas no programa R v.3.3.2 (R Core Team, 2018) por meio dos
pacotes vegan (Oksanen et al., 2017) e stats (R Core Team, 2018). Os dados da parte 3 também
62
foram analisados qualitativamente, por meio da codificação e organização do conteúdo das
entrevistas em categorias, da contagem das categorias e da triangulação dos dados (i.e., quando
ao menos três evidências são necessárias para validar uma informação) (Bernard 2017).
Resultados
Com um esforço de 800 horas de pesquisa de campo (de 2 entrevistadores x 10h x
40 dias) coletamos um total de 3807 citações sobre a ocorrência das espécies de mamíferos, das
quais 3320 se referiam a visualizações diretas e 487 ao encontro de vestígios, como fezes e
pegadas. Dentre as identificações, 2569 foram realizadas nos últimos 5 anos. Também
coletamos junto aos entrevistados três registros audiovisuais de espécies, sendo duas fotografias
(Cabassous sp. e Procyon cancrivorus) e um vídeo (Chrysocyon brachyurus) (Fig. 6).
Figura 6. Imagens registrada pelos entrevistados. A. Cabassous sp. B. Procyon cancrivorus.
C. Chrysocyon brachyurus
Das 37 espécies investigadas, 32 espécies nativas foram citadas como ocorrendo na
região (MS3), das quais 13 são herbívoras/frugívoras, 8 carnívoras, 5 omnívoras e 6 insetívoras.
A paisagem com menor riqueza teve 13 espécies citadas e a com maior riqueza 25 espécies
citadas. O cachorro (Canis familiaris) e o gato doméstico (Felis catus) foram citados e
visualizados em campo em todas as paisagens pesquisadas. Foi possível obter evidências sobre
a possível ausência de quatro espécies (Sapajus nigritus nigritus, Brachyteles arachnoides, Sus
scrofa and Sus scrofa feral). Em adição, a espécie Sciurus aestuans (serelepe), que não foi
investigada no survey, foi citada 49 vezes e também visualizada no campo durante as
entrevistas. Somando as 32 espécies com Sciurus aestuans, são 331 espécies nativas
1 Consideramos a presença de Conepatus sp. (jaratataca ou zorrilho) como provável na área de estudo, pois não há
consenso na literatura científica sobre a ocorrência dessa espécie na área (Kasper et al. 2009, Cavalcanti et al.
2013, Kasper et al. 2013). Todavia, Kasper e colaboradores (2009) discutem a possível expansão da distribuição
desse táxon para áreas de floresta na cadeia de montanhas da Serra do Mar, assim como observado para a espécie
Chrysocyon brachyurus.
A B C
63
encontradas e duas espécies domésticas. Considerando apenas as espécies nativas de mamíferos
de médio e grande porte, as 31 espécies registradas no survey representam 88,2% das espécies
registradas na unidade de conservação integral mais próxima (São Paulo 2006). Em nossas
análises, não consideramos espécies domésticas (cães e gatos) ou que não foram
sistematicamente investigadas (serelepe).
Entre os 300 indivíduos entrevistados, 62% (n=186) eram homens. A idade média
dos participantes foi de 49 anos, tendo o mais jovem 15 e o mais velho 91 anos (Tab.1). A
maior parte dos participantes era original do Vale do Paraíba (79%) e 64% conhecia a área há
pelo menos 15 anos. A maioria dos entrevistados era proprietário da terra (67%) e vivia (93%)
ou trabalhava (89%) em sua propriedade ao menos uma vez na semana. Sessenta e nove por
cento (n=207) dos entrevistados eram analfabetos (n=21) ou possuíam ensino fundamental
incompleto (n=156) ou completo (n=38).
Tabela 1. Principais características da população e das propriedades rurais investigadas com o Wildlife-
Human Survey (n=300).
Idade 15-34 anos 35-54 anos 55-74 anos 75-94 anos
66 109 111 14
Escolaridade Analfabeto
Ensino
fundamental
incompleto
Ensino fundamental
completo
Ensino médio
completo
Graduado ou
pós-graduado
21 156 38 75 10
Profissão
Produtor
rural Dona de casa
Aposentado
(a)
Serviços
gerais Caseiro Outros
29,3% 23,6% 13% 12,3% 5,3% 26,5%
Renda familiar
> um salário
mínimo
(R$900,00)
1-2
salários
2-3
salários
3-4
salários
4-5
salários
Mais de 5
salários
Não
respondeu
5 91 116 50 28 8 2
Proprietário
do imóvel
Sim Arrenda Não
171 30 99
Mora/vive na
propriedade
Sim Não Frequência
Todos os
dias
Fins de
semana
2x por
mês
1x por
mês
283 17 265 14 6 15
Número de
moradores
0* 1-2 3-4 5-6 Mais de 6
4 100 115 37 44
Tempo que
conhece a área
<5 anos 5-14 anos 15-29 anos 30-44 anos 45-59 anos >60 anos
43 63 75 56 26 37
Uso da
propriedade
Produção rural e casa Casa de campo Empreendimento
149 137 14
Principal
atividade da
propriedade
Recreação Criação
de gado Agricultura
Loja/
fábrica Silvicultura Turismo Outro
146 86 20 14 10 5 19
* Algumas propriedades não possuíam moradores, mas apenas trabalhadores.
64
Nestas áreas rurais, os homens são em geral fazendeiros na sua pequena propriedade
ou trabalham por dia em propriedades vizinhas. A maior parte das mulheres se declara donas
de casa, ainda que a maioria delas também trabalhe na terra. A renda média na região por família
é de 1.200,00 reais (equivalentes à 315 dólares) mensais, sendo que 70% das famílias
entrevistadas ganha até 3 salários mínimos por mês (R$2.700,00 ou U$$710). As propriedades
visitadas tinham em média 4,4 residentes. A maioria das unidades familiares possuía acesso à
energia (99%, n=297) e a um veículo (82,6%, n=248), mas apenas 46,6% (n=140) possuía
acesso à internet.
Correspondência entre as classificações locais e científicas
O Wildlife-Human Survey possibilitou realizar a correspondência entre a
classificação popular e científica das 33 espécies citadas (MS3). Muitas espécies científicas
tiveram mais de um nome popular citado, devido a variações no sistema local de classificação.
Por exemplo, Didelphis aurita é chamada de “gambá”, “raposa” ou, menos comum, “saruê”
dependendo da comunidade rural e do entrevistado. Também encontramos pequenas variações
nos nomes populares relacionadas às características das espécies, por exemplo, a adição do
sufixo “inho” or “inha” (e.g., paquinha, catetinho). Cores específicas, marcas, tamanhos e
outras peculiaridades biológicas também são utilizadas para caracterizar ou diferenciar espécies
próximas (e.g., “tamanduá-grande”, “onça-vermelha”). Um dos etnonomes mencionados para
o caititu e o queixada foi o “javali”, nome popular comumente utilizado para designar a espécie
exótica Sus scrofa na maior parte do Brasil. No entanto, a espécie exótica não foi encontrada
nas paisagens investigadas.
Para a maioria dos entrevistados, os felídeos estão claramente divididos em duas
categorias: os “grandes” (Panthera onca and Puma concolor) e os “pequenos” (Leopardus
pardalis, L wiedii, L. guttulus and Herpailurus yagouaroundi). Considerando este último grupo,
apenas as pessoas com grande conhecimento sobre as espécies (n=14) foram capazes de
diferenciar L. pardalis de L. wiedii e L. guttulus (a diferenciação entre estas duas últimas
espécies é ainda mais difícil pela visualização), pois essas três espécies possuem cores,
tamanhos e manchas similares. Os nomes populares “jaguatirica”, “gato-do-mato” e “onça-
pequena” são utilizados para se referir a essas três espécies. O táxon Dasypodidae (tatus) é o
que apresenta maior número de etnonomes e variações regionais: “tatu-porco”, “tatu-galinha”
e “tatu-mineiro” dentre muitos outros.
65
Curva de acumulação de espécies
Com uma curva randômica de acumulação de espécies, baseada nas citações
levantadas para cada espécie, nós apresentamos o número médio de entrevistas (Fig.7A) e
paisagens (Fig. 7B) necessárias para atingir uma assíntota na curva. Isto significa identificar
todas as espécies nativas de mamíferos investigadas no survey (n=32) e ocorrendo em nível
regional, considerando as 30 paisagens estudadas.
Figura 7A. Uma curva randômica de acumulação de espécies baseada nas citações das espécies por
entrevista. 7B. Uma curva randômica de acumulação de espécies baseada nas citações das espécies por
paisagem, considerando o nosso esforço de 10 entrevistas por paisagem.
A primeira curva mostra que, em nosso estudo de caso, com um esforço de 25
entrevistas (cerca de 66h de esforço de campo), 95% (±1.28) das 32 espécies são identificadas,
e após 134 entrevistas (356h) a assíntota é atingida alcançando 100% (±0.0) de todas as espécies
em todos os cenários. A segunda curva mostra que com uma paisagem (10 entrevistas e cerca
de 26h de campo) em média 18.5 (±3.27) espécies (56.2%) são identificadas. Noventa e cinco
por cento das espécies são identificadas com 10 paisagens (100 entrevistas e 266h de campo) e
100% (±0.0) das espécies são identificadas com 23 paisagens (230 entrevistas e 611h de
campo).
A
B
66
Ocorrência, distribuição e riqueza de espécies de mamíferos
Os dados coletados pelo Wildlife-Human Survey também possibilitam a construção
de mapas de ocorrência para as espécies e grupos taxonômicos investigados. Para ilustrar,
apresentamos os mapas de distribuição para quatro grupos taxonômicos: Tayassuidae, Canidae
e Felidae – médio e grande porte (Fig. 8). Além disso, é possível construir um mapa com a
riqueza de mamíferos de médio e grande porte em nível regional (Fig. 9).
Figura 8. Mapas de distribuição de quatro grupos taxonômicos na região do Vale do Paraíba, São Paulo,
Brasil: A. Tayassuidae. B. Canidae. C. Felidae - grande porte. D. Felidae - médio porte.
67
Figura 9. Riqueza de espécies das assembleias de mamíferos de médio e grande porte nas 30 paisagens
investigadas no Vale do Paraíba, São Paulo, Brasil.
Interações ser humano-fauna
A parte 3 do Wildlife-Human Survey gerou informações sobre diferentes interações
ser humano-fauna e a percepção dos moradores sobre essas interações. Aqui, apresentamos
apenas uma amostra dos dados coletados para exemplificar a utilidade dessa parte do survey.
No Capítulo 3 se encontram os dados e os resultados discutidos em detalhes. Nossos resultados
apontam para uma população rural consciente da relevância dos mamíferos para os
ecossistemas rurais. Pois, embora apenas cerca de metade dos entrevistados compreenda que
os mamíferos geram algum tipo de benefício direto para eles ou suas famílias (n=156), a maior
parte dos sujeitos (n=284) afirma que é importante garantir a existência dessas espécies. Os
moradores também compreendem seu papel em garantir a permanência dos mamíferos na
paisagem rural, já que uma parte significativa dos sujeitos (n=229) entende que alguém,
incluindo a si mesmos (n=225), tem a responsabilidade de proteger os mamíferos da extinção.
Informações desta natureza contribuem para direcionar ações de manejo e conservação junto à
população rural.
Com relação ao uso, quase metade dos moradores abordados (n=141) acreditam que
pessoas ainda caçam na região, o que identifica a caça como uma atividade ainda recorrente na
área de estudo. Com o survey foi possível identificar as principais espécies de interesse da caça:
paca (n=144), tatus (n=90), capivara (n=86), porcos-do-mato (n=57), anta (n=8), cutia (n=7) e
68
onças (n=5). Também, foi possível identificar os principais motivos pelos quais a atividade é
realizada, que de acordo com os entrevistados, são a caça por esporte (n=41) e para alimentação
(n=30). O survey também gerou informações sobre a opinião dos participantes sobre a
regulamentação da caça. Na região estudada, a maioria dos entrevistados (n=188) não acha que
a caça deve ser permitida ou regulada. No entanto, uma parte dos moradores acredita que
deveria haver algum tipo de regulação (n=60), seja para evitar perdas na produção rural (n=31)
ou controlar as espécies em aumento populacional (n=11).
Em complementação, os dados levantados no survey permitiram determinar a
existência, bem como quantificar e qualificar, os prejuízos à agricultura e pecuária mencionados
como motivação à regulamentação da caça. Nas áreas investigadas, a percepção de que a
mastofauna causa prejuízos econômicos é baixa dentre os participantes (n=79). No entanto,
uma parte dos entrevistados (n=92), em sua maioria produtores rurais, mencionaram já haver
sofrido perdas econômicas na produção. Trinta entrevistados mencionaram que as perdas
representaram mais de 25% da sua produção e quase todos (n=28) percebem essas perdas como
inaceitáveis ou completamente inaceitáveis, o que destaca esse tipo de situação para o manejo
da fauna na paisagem. O survey ainda permitiu identificar as principais espécies envolvidas
nessas interações com os moradores e as principais produções rurais atacadas. São as espécies:
cachorro-do-mato (n=18), lobo-guará (n=17), onça-pintada e onça-parda (n=12), pequenos
felídeos (n=10), gambá (n=10), paca (n=4), porco-espinho (n=3), tatus (n=3), lebre (n=3) e coati
(n=3). As principais produções atacadas são galinhas/ovos (n=69), vacas/bezerros (n=18),
cavalos/potros (n=8) e as plantações de milho (n=30), cana (n=6), capim para o gado (n=3) e
mandioca (n=3).
A fim de diagnosticar as oportunidades de continuidade de ações em prol do manejo
de mamíferos na área estudada, o survey gerou dados sobre a percepção dos entrevistados sobre
a necessidade e o interesse em implementar uma iniciativa para acompanhar (monitorar) a
mastofauna na região. A maioria dos entrevistados (n=237) acha que seria interessante
implementar uma iniciativa dessa natureza na região, principalmente para conservar a
mastofauna (n=178) e para registrar perdas econômicas dos produtores rurais (n=59). No
entanto, apenas cerca de metade (n=168) dos entrevistados afirmou que participaria do projeto.
Discussão - Possibilidades e limitações do Wildlife-Human Survey
O Wildlife-Human Survey se mostrou uma ferramenta útil para levantar
informações rápidas sobre a mastofauna de médio e grande porte e as atividades de populações
69
humanas rurais. A quantidade e a diversidade de dados coletados pelo Wildlife-Human Survey
sobre diferentes tópicos é uma das vantagens do survey e o que o destaca para o uso em projetos
interdisciplinares e para a tomada de decisão. Contudo, nós não argumentamos aqui que o
Wildlife-Human Survey é melhor ou mais apropriado que outros métodos que coletam
informações ecológicoas e/ou socioeconômicas. Nós discutiremos a seguir as características do
método, bem como as vantagens e as limitações no seu uso, para que cada pesquisador possa
avaliar sua adequação para ser aplicado na pesquisa. A descrição detalhada e os protocolos do
survey são disponibilizados em sua integridade para facilitar a coleta de dados em próximos
trabalhos e para que essa coleta seja comparável entre estudos. O uso de múltiplos métodos é
sugerido para para fornecer um levantamento completo das espécies de mamíferos em uma área
(Mazzolli et al. 2017). Assim, o survey deve ser combinado com outros métodos de
levantamento e monitoramento de mamíferos, como armadilhas-fotográficas, parcelas de areia,
transectos, para fornecer um levantamento ecológico completo da mastofauna. Para investigar
mais a fundo as percepções e atitudes da população rural em relação às espécies de mamíferos,
sugerimos o uso de questionários específicos que tratem das dimensões humanas da gestão da
vida silvestre (Bruskotter et al. 2015; Kansky et al. 2016). Assim, entendemos que o Wildlife-
Human Survey é especialmente adequado para pesquisas que buscam um levantamento rápido
de informações relevantes para delinear pesquisas de longo prazo ou para o manejo de
determinado táxon, para locais onde se busca integrar a população em determinada iniciativa
ambiental, para projetos que possuem baixo orçamento e para locais onde outras metodologias
não são eficazes (e.g., onde as armadilhas fotográficas são repetidamente roubadas).
O Wildlife-Human Survey possui, de forma geral, os prós e contras de métodos
baseados em surveys (Chambers 1994a, Browne-Nuñez & Jonker 2008, Bernard 2017, p. 255).
Questionários estruturados possibilitam levantar dados padronizados, sobre uma amostra
representativa da população, que permitem análises quantitativas robustas (Bernard 2017, p.
251). No estudo de caso realizado, com um esforço razoável (800h) foi possível coletar
sistematicamente um conjunto grande de evidências (mais de 3.800 citações) sobre 32 espécies
de mamíferos nativos em uma área de 37.500ha. No mesmo esforço de coleta (n=300), o survey
gerou informações sobre 300 unidades familiares e propriedades rurais e sobre interações ser
humano-fauna chave para a gestão da fauna nessas paisagens rurais. O conjunto total de
informações coletadas possibilitou o inventariamento da mastofauna e do perfil das populações
humanas. Possibilitou a produção de materiais técnicos, os mapas de distribuição e riqueza de
espécies apresentados, e possui potencialidade para a construção de outros materiais (e.g.,
70
mapas dos locais onde os mamíferos causam maiores perdas econômicas, mapas de modelagem
de nicho ecológico). Possibilitou, ainda, a investigação de hipóteses socioambientais, por meio
da correlação entre variáveis, tais como a influência de variáveis socioeconômicas e ambientais
na distribuição das espécies e na estrutura das assembleias de mamíferos (Capítulo 4).
Métodos comumente usados para realizar o levantamento de espécies de
mamíferos, em geral, geram apenas dados sobre a ecologia das espécies (Krebs 2006) com
esforços de campo similares ou maiores (De Thoisy et al. 2008). No mesmo sentido, cada vez
mais estudos tem se preocupado em mostrar a relevância e a validade dos dados coletados por
métodos de ciência cidadã. Swanson e colaboradores (2016) mostram que apenas 5 voluntários
não-especialistas são necessários em média por imagem para classificar corretamente 90% das
fotografias tiradas da fauna silvestre. Por outro lado, métodos baseados em surveys estão
sujeitos a um conjunto de limitações relacionadas à i) precisão das informações coletadas e ii)
aos processos de comunicação e cognitivos envolvidos no procedimento de pergunta e resposta
(Schwarz 2007). Métodos provenientes das ciências biológicas, como as armadilhas
fotográficas e radio-telemetria por GPS, fornecem dados precisos sobre o local e o momento
no tempo no qual determinado indivíduo esteve. As armadilhas fotográficas podem, inclusive,
fornecer imagens de um indíviduo que revelem, por exemplo, o sexo do animal e que podem
ser consultadas repetidamente e armazenadas. Os dados coletados com o survey, a princípio,
não são capazes de gerar dados com o mesmo detalhamento. Para aumentar a precisão dos
dados coletados seria necessário, por exemplo, propor o registro periódico da visualização das
espécies de mamíferos em um protocolo padronizado.
No mesmo sentido, métodos baseados em surveys tem um caráter “extrativista”, o
que dificulta o estabelecimento de relações de confiança (rapport) entre o entrevistador e o
entrevistado (Chambers 1994a, 1994b, Browne-Nuñez & Jonker 2008). Também, as palavras
utilizadas e a forma como se realiza uma pergunta estão diretamente relacionados à qualidade
dos dados coletados (Kalton & Schuman 1982, Bernard 2017, p. 270). Os surveys estão sujeitos
ao response bias (e.g., quando os entrevistados se sentem compelidos a responder algo que eles
pensam que o entrevistador quer ouvir, quando não respondem por medo de retaliação ou
quando respondem de forma negligente por estarem desinteressados no assunto) e ao
interviewer bias (e.g., quando as respostas do entrevistado são influenciadas pelas
características do entrevistador, como gênero ou aparência) (Schwarz 2007, Browne-Nuñez &
Jonker 2008, Bernard 2017, p. 257). Estas limitações são amplamente reconhecidas na literatura
e há diversos métodos disponíveis para superá-las. Por exemplo, o uso de múltiplos métodos
71
(i.e., a utilização de mais de um método para coletar informações da mesma natureza, como
entrevistas com atores-chave e grupos focais) e a triangulação de dados são indicados para a
coleta de dados mais robustos (Kalton & Schuman 1982, Browne-Nuñez & Jonker 2008). Um
adequado treinamento do entrevistador e a realização de entrevistas piloto também são
altamente recomendados (Kalton & Schuman 1982, Schwarz 2007, Bernard 2017, p. 266).
Todas essas recomendações foram utilizadas no desenvolvimento e análise dos dados deste
survey.
Dito isso, a utilidade do Wildlife-Human Survey para gerar informações deve ser
avaliada caso a caso, tendo em vista o objetivo das pesquisas. O survey foi desenvolvido para
investigar mamíferos de médio e grande porte, mas não há restrição para o seu uso em
investigações sobre mamíferos voadores e marinhos ou outros táxons (e.g., aves, répteis, peixes,
anfíbios, insetos, plantas, fungos). O survey, a priori, também não possuí restrição quanto ao
tipo de habitat ou ecossistema, sendo adequado para áreas urbanas, rurais, florestas tropicais,
savanas, etc. O método exige a presença de habitantes na área e a existência de conhecimento
tradicional/local sobre o táxon investigado (Parry & Peres 2015).
Em nosso estudo de caso o método se mostrou eficiente para coletar dados sobre a
ocorrência da maior parte das espécies. Este aspecto do survey é vantajoso, pois esforços
pequenos, de 65h (considerando o número de entrevistas necessárias) a 266h (considerando o
número de paisagens necessárias e o esforço de 10 entrevistas por paisagem realizado neste
estudo), conseguem produzir evidências sobre a ocorrência de, em média, 95% das espécies de
mamíferos investigadas em nível regional (n=32). Estes dados podem ser utilizados para gerar,
por exemplo, uma lista das espécies ocorrendo na área. No entanto, para encontrar evidência
sobre a ocorrência de todas as espécies investigadas na paisagem regional (n=32) é necessário
um esforço razoável, de 356h (entrevistas) a 611h (paisagens). Ainda assim, esse esforço se
mostra menor do que o realizado em outros estudos. Apenas para comparação, por exemplo, de
Thoisy et al. (2008) estimou a necessidade de 85km (cerca de 85h a 110h) para encontrar todas
as espécies de mamíferos e aves (n=34) por área em transectos lineares de 4-5km. Duas
variáveis do estudo de caso podem ter contribuído para aumentar o esforço necessário para
encontrar todas as espécies. O sul do Vale do Paraíba possui paisagens heterogêneas, o que faz
com que a riqueza de espécies de mamíferos varie consideravelmente entre paisagens,
aumentando o número de localidades necessárias para encontrar evidências sobre todas as
espécies. Outra questão relevante é que o conhecimento dos moradores sobre as espécies
apresentou grande variação, aumentando também o esforço de coleta necessário para encontrar
72
evidências sobre todas as espécies. Baseados em nossos resultados, em uma área de tamanho
similar (37.500 ha) e um conjunto similar de espécies investigadas (37 sps.), sugerimos a
aplicação de ao menos 200 entrevistas em 25 paisagens. Em áreas menores, o esforço necessário
para encontrar todas as espécies provavelmente será reduzido, mas dependerá das
características sociais e ambientais da paisagem.
A estrutura do survey propiciou a investigação sobre a correspondência entre o
sistema cientifíco e o popular de classificação das espécies. Com as fotos e os nomes científico
e comum das espécies foi possível checar a correspondência e tirar dúvidas junto aos
participantes durante a entrevista. Esta fase tem grande importância para a utilização posterior
dos dados coletados (e.g., relatórios, pesquisas científicas, iniciativas de conservação e manejo),
pois especifica os pontos fortes e fracos da identificação feita pela comunidade local. Por
exemplo, a investigação da correspondência mostrou que os entrevistados de forma geral
identificam acuradamente espécies como o gambá, a anta e o lobo-guará. Por outro lado,
espécies do gênero Leopardus (três espécies) e os tatus (três espécies) não são tão bem
diferenciados pela população, apenas pelos moradores que possuem maior conhecimento sobre
a fauna. Neste caso, pode haver a necessidade de estudos complementares de acordo com os
objetivos da pesquisa. Além disso, essa correspondência entre os dois sistemas de
conhecimento é fundamental para garantir uma boa comunicação entre a equipe de pesquisa,
técnicos ambientais e os atores locais, considerando futuras iniciativas de manejo.
Os dados coletados com o Wildlife-Human Survey, assim como dados coletados por
outros métodos de levantamento de mamíferos, permitem a construção de mapas de ocorrências
para as espécies e grupos taxonômicos e mapas da riqueza de espécies das assembleias de
mamíferos distribuídas na paisagem. Estes mapas podem ser usados para orientar novas
pesquisas e informar atores e tomadores de decisão, como por exemplo, onde armadilhas-
fotográficas e outros métodos podem ser instalados para aumentar a probabilidade de encontro
de um determinado táxon. Um aspecto favorável do survey é que, diferente de métodos que
apenas levantam informações sobre mamíferos, além de revelar quais são as principais áreas
utilizadas pelas espécies, os dados do survey permitem, por exemplo, a criação de mapas que
mostrem onde é mais provável que interações que causam prejuízos econômicos possam ocorrer
e onde a implementação de projetos de conservação pode ser mais eficiente. Caso haja o
interesse de implementar uma iniciativa de monitoramento participativo os mapas também
podem revelar locais estratégicos para coletar os dados necessários para atingir os objetivos da
iniciativa.
73
As informações coletadas sobre as interações ser humano-fauna da área de estudo
permitiram compreender os principais aspectos relevantes relacionados às interações entre a
população rural e os mamíferos de médio e grande porte. Esse cenário construído se apresenta
como robusto ponto de partida para direcionar ações de manejo da fauna e gestão das paisagens
rurais, já que coletar informações básicas sobre as interações ser humano-fauna é fundamental
para planejar o manejo dessas interações (Treves et al. 2006). Como tem sido discutido na
literatura, as dificuldades encontradas na coexistência entre pessoas e fauna não se solucionam
a longo prazo apenas com respostas técnicas ao prejuízo, mas envolvem compreender as
percepções, as crenças e os valores que as pessoas têm sobre os animais (Dickman 2010). O
planejamento e implementação de ações para melhorar a coexistência ser humano-fauna de
forma participativa e o monitoramento dessas ações, possível de ser adaptado no Wildlife-
Human Survey, também podem aumentar sua efetividade (Treves et al. 2006).
Os dados coletados neste estudo (ocorrência e abundância relativa das espécies,
riqueza e composição das guildas e assembleias de mamíferos) foram utilizados por Islas et al.
(Capítulo 4) como variáveis resposta em uma investigação sobre o efeito de variáveis
ambientais e socioeconômicas sobre a estrutura das assembleias de mamíferos. No estudo, os
dados coletados sobre a ecologia de mamíferos se comportaram de acordo com o esperado
quando relacionados a variáveis ambientais bem conhecidas (e.g., cobertura vegetal nativa,
distância da área protegida), e quando comparados a estudos realizados com outros métodos,
como armadilhas-fotográficas, transectos (Sampaio et al. 2010, Urquiza‐Haas et al. 2011), e
entrevistas que utilizam o conhecimento local (Urquiza-Haas et al. 2009, Prist et al. 2012).
Além disso, o estudo de Islas et al. (Capítulo 4) revelou efeitos das variáveis ambientais e
socioeconômicas nas espécies, guildas e assembleias de mamíferos. Estas evidências se
complementam e reforçam os indícios sobre a robustez dos dados coletados pelo Wildlife-
Human Survey junto à população humana rural do Vale do Paraíba. A vantagem do Wildlife-
Human Survey em relação a esses métodos que geraram dados ecológicos semelhantes
(Urquiza-Haas et al. 2009, Sampaio et al. 2010, Urquiza‐Haas et al. 2011, Prist et al. 2012) está
na eficiência da coleta de dados ecológicos, na geração de dados socioeconômicos com o
mesmo esforço de coleta e no desenho do questionário direcionado para levantar questões-
chave para o manejo da mastofauna.
O Wildlife-Human Survey pode ser modificado para ser utilizado em processos de
monitoramento participativo. Neste caso, a eficácia do novo método pode aumentar se
proporcionada capacitação aos atores para identificar as espécies e se fomentada a coleta de
74
registros visuais, como fotos e vídeos. Como mostraram os resultados, sem qualquer aviso ou
acordo prévio, foi possível coletar três registros realizados com o telefone móvel dos
entrevistados. Algumas considerações são necessárias especificamente sobre a parte 1 do
Wildlife-Human Survey. Se a região de interesse não possui dados prévios sobre a ocorrência
das espécies, consultas devem ser realizadas a informantes-chave reconhecidos como
detentores de conhecimento tradicional/local e técnicos ambientais e agropecuários que
trabalham na área para delimitar o conjunto de espécies a ser investigado. Com relação à
duração total de cada entrevista, deve-se evitar entrevistas longas que possam levar o
entrevistado a se indispor com o procedimento. Alguns fatores que afetam diretamente a
duração do survey são: i) o número de espécies e grupos taxonômicos investigados; ii) a
especificidade da classificação (e.g., gêneros que possuem muitas espécies necessitam de uma
grande quantidade de fotos); e, como já mencionado, iii) a habilidade do pesquisador.
Considerações finais
O Wildlife-Human Survey se mostrou uma ferramenta útil para levantar, de forma
rápida, informações sobre mamíferos de médio e grande porte e caracterizar as populações
humanas que coexistem com esses animais em paisagens rurais. Baseado no Conhecimento
Ecológico Local e em uma técnica de relativo baixo custo, o Wildlife-Human Survey gerou um
grande número de informações ecológicas e socioeconômicas úteis para a pesquisa e o manejo
da mastofauna, assim como para a gestão de paisagens rurais. Este método é especialmente
adequado para ser utilizado para o levantamento inicial de informações sobre a mastofauna em
paisagens rurais, como método complementar e onde outros métodos de levantamento não são
apropriados ou viáveis economicamente. Assim, o Wildlife-Human Survey tem potencial para
contribuir para preencher lacunas de informações sobre a ecologia da fauna de mamíferos, sobre
as interações desses animais com as populações humanas e sobre a resposta dessas espécies aos
efeitos antropogênicos em diferentes ecossistemas, de forma padronizada e comparável. Além
disso, o método valoriza o conhecimento de populações rurais, cria oportunidade para que as
mesmas repensem sua interação com fauna e contribuam para o manejo e pode ser adaptado
para aumentar a participação da comunidade em todas as etapas do processo de pesquisa.
Agradecimentos
Agradecemos a todos os participantes desta pesquisa, sem os quais este trabalho não teria sido
possível. Este estudo foi financiado em parte pela Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal
75
de Nível Superior (CAPES) (Código Financeiro 001), pelo Conselho Nacional de
Desenvolvimento Científico e Tecnológico (CNPq - Proc. No. 140040 / 2016-1), pela Fundação
de Amparo à Pesquisa do Estado de São Paulo (FAPESP - Proc. No. 2015 / 19439-8) e pelo
Conselho de Pesquisas em Ciências Sociais e Humanidades (SSHRC, Canadá). Agradecemos
ao grupo de pesquisa CGCommons, à Rede de Pesquisa em Conservação por Comunidades
(Community Conservation Reserach Network) e à Coordenadoria de Centros e Núcleos
Interdisciplinares de Pesquisa (COCEN) por seu apoio.
76
Material Suplementar MS1. Parte 1 do Wildlife-Human Survey (frente da página), que investiga a ocorrência e a distribuição das espécies de mamíferos no Vale do Paraíba.
F. Gênero/espécie Nome comum Identificou
? Como? F. Gênero/espécie Nome comum
Identificou
? Como?
1 Didelphis aurita Gambá
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( ) 19
Conepatus sp.
Zurrilho/jaritataca
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( )
2 Hydrochoerus hydrochaeris Capivara
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( ) 20 Nasua nasua
Quati
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( )
3 Dasyprocta sp. Cutia
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( ) 21 Procyon cancrivorus
Mão pelada
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( )
4 Cuniculus paca Paca
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( ) 22 Callithrix sp.
Mico/sagui
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( )
A Tayassuidae Porco-do-mato
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( ) D Primatas
Macacos
________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( )
5 Pecari tajacu Cateto
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( ) 23 Sapajus nigritus
Macaco prego
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( )
6 Tayassu pecari Queixada
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( ) 24 Callicebus nigrifrons
Sauá
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( )
7 Mazama sp. Veado
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( ) 25 Alouatta guariba
Bugio
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( )
8 Tapirus terrestris Anta
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( ) 26 Brachyteles
Mono carvoeiro
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( )
B Grandes felinos Onças
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( ) 27 Coendou sp.
Porco-espinho/ouriço
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( )
9 Panthera onca Onça -pintada
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( ) 28 Bradypus variegatus
Preguiça
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( )
10 Puma concolor Suçuarana
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( ) 29
Myrmecophaga
tridactyla
Tamanduá-bandeira
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( )
C Pequenos felinos Jaguatirica/ Oncinha
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( ) 30 Tamandua tetradactyla
Tamanduá-mirim
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( )
11 Leopardus pardalis Gato-do-mato, jaguatirica
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( ) 31 Sylvilagus brasiliensis
Tapiti
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( )
12 Leopardus sp. (L. wiedii or L.
guttulus)
Gato Maracajá
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( ) E Dasypodidae
Tatus
_______________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( )
13 Herpailurus yagouaroundi Gato Mourisco
S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( ) 32 Dasypus sp.
Tatu-galinha
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( )
14 Chrysocyon brachyurus Lobo-guará
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( ) 33 Euphractus sexcinctus
Tatupeba
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( )
15 Cerdocyon thous Cachorro do mato
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( ) 34 Cabassous sp.
Tatu-de-rabo-mole
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( )
16 Lontra longicaudis
Lontra
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( ) 35 Cachorro doméstico ________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( )
17 Eira barbara
Irara
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( ) 36 Sus scrofa feral ________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( )
18 Galictis cuja Furão
_________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( ) 37 Sus scrofa ________________________ S( ) N( )
Visua( ) Vestig( )
Vizinho( )
77
MS2. Parte 3 do Wildlife-Human Survey, que investiga interações ser humano-fauna: usos, percepções sobre
as interações e proteção da fauna.
78
79
MS3 – Classificação taxonômica científica das 33 espécies identificadas como ocorrendo na região por meio
do Wildlife-Human Survey e sua correspondência com o sistema de classificação popular local. A coluna
“Id” se refere ao número de entrevistados que identificaram o táxon e a coluna “C” se refere ao número
total de entrevistados que citaram o nome popular.
Taxonomia
(ordem/família/gênero/espécie)* Id
(n=300)
Nome
comum
Inglês
Nome
comum
Brasil
Nomenclatura local C
DIDELPHIMORPHIA
DIDELPHIDAE
Didelphis aurita (Wied-Neuwied, 1826)
255 Opossum Gambá
Gambá 212
Raposa 52
Saruê 6
PILOSA
BRADYPODIDAE
Bradypus variegatus Schinz, 1825
67
Brown-
throated
sloth
Preguiça-
comum
Preguiça 120
Bicho-preguiça 10
MYRMECOPHAGIDAE** 50
Myrmecophaga tridactyla Linnaeus, 1758
20 Giant
anteater
Tamanduá-
bandeira
Tamanduá 41
Tamanduá-bandeira 30
Tamanduá-grande 3
Tamandua tetradactyla (Linnaeus, 1758)
17 Collared
anteater
Tamanduá 25
Tamanduá-mirin 10
Tamanduá-pequeno 5
CINGULATA
DASYPODIDAE** 247 Armadillo Tatu Tatu 160
Cabassous sp. McMurtrie, 1831
67
Naked-
tailed
armadillo
Tatu-de-
rabo-mole
Tatu-porco 31
Tatu-canastra 13
Tatu-de-rabo-mole 11
Tatu-cavalo 9
Dasypus sp. Linnaeus, 1758
183 Long-nosed
armadillo
Tatu-
galinha
Tatu-galinha 78
Tatu-bola; Tatu-
bolinha 17
Tatu-guanxima/
guaximbinha 11
Tatu-et 8
Tatu-mirim; Tatu-
vassourinha; Tatu-
vassoura
6
Euphractus sexcinctus (Linnaeus, 1758)
83 Six-banded
armadillo Tatupeba
Tatu-mineiro 20
Tatu-peba/peva 18
Tatu-canastra 15
Tatu-amarelo 8
PERISSODACTYLA
TAPIRIIDAE
Tapirus terrestris (Linnaeus, 1758)
10 Tapir Anta Anta 80
ARTIODACTYLA
CERVIDAE
Mazama sp.
(Rafinesque, 1817) 108
Brocket
deer Veado
Veado; Veadinho 177
Cervo 2
TAYASSUIDAE** 56
New world
pigs
Porco-do-
mato
Porco-do-mato 81
Javali 10
Pecari tajacu (Linnaeus, 1758)
28 Collared
peccary Cateto
Cateto 27
Javali 3
Tayassu pecari (Link, 1795)
17 Queixada
Queixada 21
80
Taxonomia
(ordem/família/gênero/espécie)* Id
(n=300)
Nome
comum
Inglês
Nome
comum
Brasil
Nomenclatura local C
White-
lipped
peccary
Javali
8
PRIMATES**+ 102 Monkeys Macaco 13
ATELIDAE
Alouatta guariba (Humboldt, 1812)
31 Brown
howler Bugio Bugio 36
CALLITRICHIDAE
Callithrix sp. (É. Geoffroy, 1812)
209 Mico Sagui
Sagui; Saguizinho 154
Mico; Miquinho 50
Macaquinho;
Macaquinho-do-
mato/da-cara-branca
11
PITHECIIDAE
Callicebus nigrifrons (Spix, 1823)
49 Black-
fronted titi Sauá
Sauá 35
Saá 18
CARNIVORA
CANIDAE
Cerdocyon thous (Linnaeus, 1766)
96 Crab-eating
fox
Cachorro-
do-mato
Cachorro-do-mato 117
Raposa; Raposinha 13
Lobo 8
Cachorro-bandeira 6
Chrysocyon brachyurus Illiger, 181
84 Maned wolf Lobo-
guará
Lobo-guara 146
Lobo 5
FELIDAE
Leopardus Gray, 1842**
138 Small wild
cats Jaguatirica
Jaguatirica 90
Gato-do-mato; Gato 33
Onça-pequena; Da
pequena 12
Oncinha 5
Leopardus pardalis 34 Ocelot Jaguatirica
Jaguatirica 47
Gato-do-mato 8
Leopardus sp.
(L. wiedii or L. guttulus) 19
Margay/
oncilla
Gato-
maracaja/
gato-do-
mato
Gato-do-mato 14
Maracajá; Gato-
maracajá 11
Jaguatirica 4
Panthera onca (Linnaeus, 1758)
7 Jaguar Onça-
pintada
Onça-pintada 61
Onça 9
Onça-preta 3
Puma concolor (Linnaeus, 1771)
30 Cougar Onça-
parda
Suçuarana; Suçurana 54
Onça-parda; Parda 17
Onça 5
Onça-amarela; Onça-
marrom; Onça-
vermelha
7
Herpailurus
yagouaroundi (É. Geoffroy
Saint-Hilaire, 1803) 16 Jaguarundi Jaguarundi
Gato-do-mato 9
Gato-mourisco 4
MEPHITIDAE
Conepatus sp. Gray, 1837
8
Molina's
hog-nosed
skunk
Zorrilho ou
jaritataca
Gambá; Gambazinho 15
Zurrilho 4
81
Taxonomia
(ordem/família/gênero/espécie)* Id
(n=300)
Nome
comum
Inglês
Nome
comum
Brasil
Nomenclatura local C
MUSTELIDAE
Eira barbara (Linnaeus, 1758)
21 Tayra Irara Irara 33
Ariranha 4
Galictis cuja (Molina, 1782)
83 Lesser
grison
Furão-
pequeno
Cachorro-do-mato;
Cachorrinho-do-mato 33
Furão; Furãozinho 19
Fedidinho 11
Cachorro-Cachorrinho
peva/peve/pevinha; - 10
Cachorro-do-brejo;
Cachorrinho-do-brejo 6
Lontra longicaudis (Olfers, 1818)
143 Neotropical
otter Lontra
Lontra 173
Ariranha 3
PROCYONIDAE
Nasua nasua (Linnaeus, 1766)
91
South
American
coati
Quati-de-
cauda-
anelada
Quati 121
Procyon cancrivorus (G. Cuvier, 1798)
6 Crab-eating
racoon
Mão-
pelada
Guaxinim 9
Mão-pelada 3
Raposa; Raposinha 3
LAGOMORPHA
LEPORIDAE
Sylvilagus brasiliensis (Linnaeus, 1758)
221 Tapeti Tapiti
Lebre; Lebrinha;
Lebre-do-mato 223
Coelho; Coeio;
Coelho-do-mato 42
RODENTIA
CAVIIDAE
Hydrochoerus
hydrochaeris (Linnaeus, 1766)
167 Capybara Capivara Capivara 222
CUNICULIDAE
Cuniculus paca (Linnaeus, 1766)
121 Paca Paca Paca; Paquinha 204
DASYPROCTIDAE
Dasyprocta sp. Illiger, 1811
18 Agouti Cutia Cutia 52
ERETHIZONTIDAE
Coendou sp. Lacépède, 1799
175 Porcupine Ouriço-
cacheiro
Ouriço 201
Porco-espinho 27
SCIURIDAE
Sciurus aestuans Linnaeus, 1766
49 Brazilian
squirrel Serelepe
Esquilo; Esquilinho 27
Serelepe 21
*A identificação taxonômica foi realizada cruzanso a descrição das espécies fornecidas pelos entrevistads e os
dados científicos disponíveis sbre a ocorrência do táxon na região.
**O número de identificações desse táxon se refere à soma das identificações no nível de espécie (números
discrimnados abaixo) e no nível de outros táxons (ordem/família/gênero). + Exceto Callithrix sp.
82
CAPÍTULO 3
Understanding past and present to prepare for the future: human-wildlife
coexistence in rural landscapes
Camila Alvez Islas1, Cristiana Simão Seixas2 & Juliana Sampaio Farinaci³
¹ PhD student in Ecology, Biology Institute, University of Campinas, Brazil.
² Researcher at the Centre for Environmental Research (NEPAM), University of Campinas, Brazil.
³ Post-doctoral researcher at the Centre for Earth System Science, National Institute for Space Research (INPE),
Brazil.
Abstract
The Paraíba Valley region in São Paulo, Brazil, has been subjected to major
socioeconomic and environmental changes in the last centuries (e.g., transformations in land
use and cover, transitions between dominant economic activities). In this study we investigate
how the social-environmental history (i.e., process and changes that occurred in a certain time
and space) of this region has influenced medium and large sized mammal population patterns
and how human-wildlife interactions are affecting them. Through this case study we show the
relevance of investigating past and present social-environmental aspects of a region to
understand current wildlife dynamics and to generate useful information for management,
enabling decision makers to better prepare for future challenges. We collected data from
literature and from interviews with key-informants (n=10) and rural residents (n=300) in the
south of the Paraíba Valley region. Our results show that, between past and present, the relevant
factors which have influenced medium and large size mammal population in the Paraíba Valley
are: i) transformations in land use and cover associated with different economic cycles,
including a recent process of forest transition; ii) restrictive environmental initiatives and
regulations implemented by the government, iii) rural out-migration and a new profile of rural
inhabitants, iv) hunting and v) human-wildlife interactions associated with the local people’s
perception of benefits and economic losses generated by mammals. While some species appear
to be benefiting from these changes (e.g., peccaries, cougars, maned wolf), others seem not to
be (e.g., armadillos, porcupine). Currently, although most rural inhabitants believe that
mammals should be protected, the continuity of hunting activities and lack of management of
human-wildlife interactions present obstacles to mammal stewardship. Our results reinforce the
importance of considering historical, social and environmental aspects of a landscape in
research and management strategies for wildlife, in order to monitor mammal communities, to
83
register species response to recent changes and to promote coexistence between rural
inhabitants and wildlife.
Keywords: Anthropogenic effects, social-environmental history, mammal management, forest
transition
Introduction
Finding ways for social development while maintaining the viability of wildlife
population is a challenge in this rapidly changing world (Brechin et al. 2002; Chapin et al.
2010; Western et al. 2015). Identifying which factors are shaping the patterns of biological
diversity in different ecosystems can inform management as to pathways that integrate
conservation and social development. In this context, we believe that two aspects of rural
landscapes could be playing a determinant role in shaping wildlife population and assemblage
dynamics namely: its social-environmental history (e.g., transformations in land use and cover,
transitions between dominant economic activities, large engineering projects) and current
human-wildlife interactions (Ellis & Ramankutty 2008; Lira et al. 2012; Nyhus 2016). In this
research, through a study case, we investigate the relevance of past (landscape history) and
present factors (human-wildlife interactions) in influencing wildlife ecological dynamics in
rural landscapes and the potential of combining knowledge on these two moments in time to
inform management and enable decision makers to better prepare for future challenges.
Traditionally, in the field of ecology, the influence of landscape spatial
heterogeneity on wildlife patterns gained more attention than historical heterogeneity (Pickett
& Cadenasso 1995; Haddad et al. 2015; Wu 2017). When historical changes are considered,
generally only past changes in land use and cover are investigated as a proxy (Haines-Young
2009; Lira et al. 2012; Newbold et al. 2015; Kobayashi et al. 2019). Even studies which predict
biodiversity loss for the future are based only on historical changes in land use and cover (Sala
2000; Jantz et al. 2015). The history of a landscape (i.e., process and changes that occurred in
a certain time and space) has not only biogeographical aspects, but also cultural and economic
components related to human communities that inhabit the area (Lunt & Spooner 2005,
Simonson & Johnson 2005). For example, tropical forest remnants are generally found in
sloping reliefs where agriculture activities are limited (Kemper et al. 2000). The economic
situation of a country and economic incentives to certain farming activities can, therefore,
determine the land use of an entire region (Mello 2009; Silva et al. 2017). The way in which
84
each society perceives and relates with the environment and its organisms translates into the
amount and extent of nature conservation actions (Mello 2009). These influences of
socioeconomic dimensions over landscapes are so broad that we probably cannot understand
current biodiversity patterns without them.
Human-wildlife interactions are another relevant aspect of rural landscapes.
Generally there are many different elements influencing these interactions, which can be of a
positive (mutualistic or cooperation) or a negative (competition or predation) nature for one or
both sides and result in different outcomes for wildlife (Redpath et al. 2015; Frank 2016; Nyhus
2016). Negative interactions arise when aspects of wildlife life-history have adverse impacts on
human interests (Frank 2016). For example, economic losses caused by wildlife can motivate
farmers to kill animals in retaliation and to transform wild habitats to prevent losses (Messmer
2000; Treves et al. 2006). On the other hand, positive interactions arise when human and
wildlife demands are balanced (Peterson et al. 2010). Emotional disposition of citizens towards
species can enhance mammal stewardship (i.e., a particular type of care, in regard to something
that “belongs” to the collective - Nassauer 2011) and influence decision making (Hudenko
2012; Larson et al. 2016). Social factors (e.g., religious affiliation, ethnicity and cultural beliefs)
also strongly influence the perception of human groups as to damage caused by wildlife
(Dickman 2010). Thus, peoples' attitudes towards wildlife are complex, they can have major
effects on wildlife dynamics and require innovative and interdisciplinary initiatives to enable
human-wildlife coexistence (Messmer 2000; Johnson et al. 2006; Dickman 2010) in rural
landscapes.
The Atlantic Forest, one of the most biodiverse biomes in the world (Myers et al.
2000), retains only 28% of its original cover (Rezende et al. 2018). Because of its proximity
with the sea, in the XVI century, this biome was the first to be deforested in Brazil to settle
European colonies. Since then, historical social-environmental changes shaped landscapes and
biological community patterns in this region with more than 125 million inhabitants (Fundação
SOS Mata Atlântica & INPE 2008). During this long exposure of the Atlantic forest to social-
environmental drivers, mammal assemblages were under particular selective pressures (Bogoni
et al. 2018). It is estimated that the biome has already lost at least 44% of its medium and large
sized mammals (Bogoni et al. 2018). On the other hand, studies indicate that many mammal
populations have adapted to fragmented rural landscapes, being capable of dispersing and
persisting in different anthropogenic landscapes, such as pasturelands, eucalyptus, cane
plantations, and urban areas (Lyra-Jorge et al. 2008; Timo 2009; Mazzolli 2010). In addition,
85
recent studies are presenting evidences of a forest transition process (i.e., a net increase in forest
cover) occurring in some regions of the Atlantic forest domain (Joly et al. 1999, Farinaci 2012,
Silva et al. 2017, Calaboni et al. 2018). Despite current discussions about the ecological quality
of the increasing forest patches, this process has the potential to connect remnants and enable
wildlife persistence. In this scenario, how have mammal assemblages responded to past and
present social-environmental modifications in the Atlantic forest landscapes? In this study we
investigate how the social-environmental history of the Paraíba Valley region has influenced
the patterns of medium and large sized mammal populations and how human-wildlife
interactions are currently affecting them in rural landscapes of this region.
Methods
Study area
The Paraíba Valley region encompasses the area of the Paraíba do Sul river
watershed, located across three Brazilian states: São Paulo, Rio de Janeiro and Minas Gerais
(ANA 2015). Our study focuses on the southern portion of the watershed located in the State
of São Paulo (Fig. 1). This portion of the Paraíba Valley region has nearly 14,500km² and more
than 2 million inhabitants. This region represents 4.5% of the GDP of the State of São Paulo in
terms of production and shows an elevated degree of industrialization and urbanization (São
Paulo 2011). Our data collection was conducted in ten municipalities around the Tamoios (SP-
099) and Oswaldo Cruz (SP-125) highways: São Luiz do Paraitinga, Natividade da Serra,
Redenção da Serra, Lagoinha, Cunha, Taubaté, Paraibuna, Salesópolis, Jacareí and Guararema).
Mountainous landscapes (with up to 2,000m in altitude) and rolling hills (with
around 200m in altitude) are the two predominant geomorphological features in the Valley,
which was originally covered by different physiognomies of the Atlantic forest biome (Rocha-
Leão 2005). Most rural landscapes of the region were deforested to develop farming activities,
even though the hilly terrain is not suitable for agriculture and livestock farming. Currently, this
region is predominantly covered by pasturelands, forest patches, eucalyptus plantations and
urban areas (Arguello et al. 2010; São Paulo 2011).
86
Figure 1. The São Paulo state portion of the Paraíba Valley Region and the distribution of our study sites
across the territory.
Data collection and analysis
To understand the main social and environmental changes which occurred in the
Paraíba Valley Region in the last centuries we first conducted a non-exhaustive literature review
on Google Scholar. In this review we specially targeted information on social-environmental
changes which reached the southern part of the Valley, the area around the Tamoios and
Oswaldo Cruz highways. Subsequently, we interviewed ten key-informants from different
sectors (e.g., environmental, educational, agricultural) living in the studied area. Key-
informants were chosen after the suggestion of local informants, researchers and colleagues
studying in the region, and our own previous observations, which were conducted during all
the field work. We used semi structured questionnaires to interview key-informants and explore
different aspects of mammal management in regional rural landscapes considering the last three
decades, such as: i) mammalian population patterns of occurrence and distribution and changes
87
in these patterns over the last three decades; ii) social-environmental factors which could be
driving these patterns; and iii) main human-wildlife interactions taking place in the study area
and key-informants’ perceptions about them (i.e., use, perception of benefits and economic
losses, mammal stewardship). We used the data collected in these interviews to support the
design/adapt the following survey.
Finally, we conducted 300 interviews with rural inhabitants from thirty rural
landscapes (1250ha) distributed in our study area (Fig.1). In these interviews we used the
Wildlife-Human Survey method (Chapter 2), which consists of a structured questionnaire with
three parts (P1, P2 and P3). With the Wildlife-Human Survey we collected information on i)
occurrence and distribution or absence of medium and large sized mammal species1 (native,
domestic and exotic) - using species photographs (P1); ii) socioeconomic characteristics of the
interviewees and their rural properties (P2); iii) interviewees’ perception of changes in mammal
population over the last three decades in their landscapes (P3); iv) main human-wildlife
interactions occurring in the landscape and the perception of respondents about them (e.g., use,
perception of benefits and economic losses, mammal stewardship) (P3). A detailed description
of the Wildlife-Human Survey method can be found in Chapter 2.
We analysed collected data through quali-quantitative methods. We first
transcribed and tabulated all interviews. We then codified the answers (at least one “code” was
designated for each answer), organized the codes into common categories and triangulated all
data (when at least three evidences – interviewees’ answers, articles or reports, including the
literature review - are necessary to validate the information). Finally we quantified categories
using descriptive statistics (Bernard 2017). We present our data in three topics. Firstly, we
characterize the participants of our research and their rural properties. Then we combine data
from the literature review with the knowledge and perception of key-informants about the
social-environmental history of the Paraíba Valley region. Thirdly, we present the data collected
from rural inhabitants, through the Wildlife-Human Survey, on current mammal population
trends and human-wildlife interactions. In this part, we only present the perspective of key-
informants when essential to discuss the topic.
1 Between the 37 species investigated, only Callithrix sp. is a species of small size, which was chosen because
this species is easily distinguishable from others from the same taxa (Primates).
88
Results
Interviewees profiles
Half of the key-informants interviewed were women (n=5). The youngest key-
informant was 24 years old and the oldest 64, with the average age of the interviewees being
44 years. The residency time of the participants vary between 4 and 64 years. Most participants
were graduated (80%) and 20% had a post-graduation course. Two of the interviewees were
teachers in public schools, two were employees of governmental agencies, two were park
rangers, one was the manager of a local protected area, one was an employee of an NGO for
sustainable development, one was a technical biologist and farmer and one was a farmer.
The main characteristics of the 300 rural inhabitants interviewed and their
properties can be seen on Table 1. The interviewees’ average age was 49 years, with 59,6%
(n=179) of the participants being between the age of 35 and 64 years. The respondents have
lived or have known the landscape, on average, for 26 years, being 64,6% (n=194) of them in
the region for longer than 15 years. A large percentage of the subjects (71,6%, n=215) were
illiterate or had low educational levels (did not finish or only finished the elementary school).
Men are generally farmers or rural workers and women perceived themselves as housewives or
housemaids, even though most of them also work on the land. The average income in the region
was R$ 1,200.00(equivalent to US$ 315) a month and 70% (n=210) of the families earned up
to R$ 2,700.00 (US$ 710). Subjects were mostly originally from the Paraíba Valley (79%) and
worked (89%, n=267) and/or lived (93%, n=279) on the property at least once a week, which
reinforces the probability of them having knowledge on the environment. Rural properties were
used mainly for farming (49,6%, n=149) or as country houses (45,6%, n=137) and the main
activities developed were recreational (48,6%, n=146) or related to farming, such as cattle
raising (28,6%, n=86) and agriculture (6%, n=20). Sixty-three percent (n=190) of all properties
raised chicken. Most properties had access to electricity and a vehicle, but only less than half
had internet access.
89
Table 1. Main characteristics of households and rural inhabitants interviewed in the southern Paraíba
Valley. Numbers in subcategories correspond to the number of interviewees
from the total sample (n=300).
Gender Women Men
114 186
Age 15-34 years 35-54 years 55-74 years 75-91 years
66 109 111 14
Time in which
know/lives in the
area
<5 years 5-14 years 15-29
years 30-44 years 45-59 years >60 years
43 63 75 56 26 37
Schooling Illiterate
Elementary
School
Incomplete
Elementary School
Completed
High School
Completed
Graduated or
Postgraduate
21 156 38 75 10
Profession
Rural
Producer Housewife Retired
General
Services Caretaker Other
77 71 39 37 16 60
Family Income
> 1 minimum
Salary
(U$$236.00)
1-2
Salaries
2-3
Salaries
3-4
Salaries
4-5
Salaries
More than 5
Salaries
Did
not
answer
5 91 116 50 28 8 2
Family originally
from the Paraíba
Valley
Yes No Did not
answered If not, from
where
São Paulo state Other Brazilian
states
237 61 2 24 31
Access to power
grid
Yes No Has a
vehicle
Car Motorcycle Two or more No
297 3 104 16 128 52
Internet access Yes No Way of
access
Cell
phone
Cable/radio/satellite Other
140 160 106 23 11
Understanding the past: the social-environmental history of the Paraíba Valley
The Paraíba Valley is a region that has been undergoing changes of anthropogenic
nature from before the European invasion in the XVI century (Balée 1998). Yet, it was from
that century onwards that, due to its proximity to the coast, this territory started to be widely
deforested to settle European communities. In the beginning of the colonies, the extraction of
brazilwood and subsistence farming were the main activities developed. After that, many
economic cycles deeply related to the land were triggered, such as mining, cane and coffee
plantations, livestock, silviculture and industrialization (Dean 2013). The region that nowadays
encompasses the Oswaldo Cruz and Tamoios highways and neighbouring municipalities was
once one of the main routes for transporting gold. In this territory, specifically, the first villages
in the XVIII century were settled so as to be the merchants last stop before going down through
the Serra do Mar mountains to reach the Atlantic Ocean and send the gold to Europe (Monteiro
2012). Since then, many relevant social-environmental changes have happened in this territory
(Tab. 2).
90
Table 2. Relevant social-environmental events which occurred in the Paraíba Valley region since the XVIII
century. Displays the number of key-informants (local knowledge) which mentioned and the main references
from the literature (scientific) which support each social-environmental event or some aspect of it.
Social-
environmental
event/change
Description of the event/change
References
Local
knowledge
(nº citations)*
Scientific
Main economic
cycles
i) Polyculture (1770 to the end of the XVIX century); ii) coffee
cultivation (1830 to the beginning of the XX century); iii) dairy
farming (1930 to the beginning of the XXI century) and iv)
silviculture (1970 to currently) ¹. The coffee cycle was one of the
most important and extensive cycles which occurred in the region,
lasting until around 1950.
¹ n=2 Dean 2013,
Devide 2013
Construction
and paving of
main highways
The pathway that now encompasses the Oswald Cruz highway was
firstly built as an alternative route for the transportation of gold in
the XVIII century. The paving of the road in the 1930’s enhanced
social and economic opportunities and made life easier for rural
inhabitants. However, the Oswald Cruz highway never became a
major road and remained as a two-lane road. On the other hand,
the Tamoios highway, inaugurated in the late 1950’s, became an
important route for transporting products from and to the interior
of the State of São Paulo. It became a major multilane roadway in
2012. Both highways have impacted the regional environment²,
particularly the wildlife³.
² n=3
³ n=2 Moura et al.
2016.
Deforestation
and the
practice of
slash-and-burn
agriculture
Over the centuries, the economic cycles and the construction of
roadways mentioned above resulted in different levels of
deforestation in the Valley4. In 1985, in the São Paulo State portion
of the Paraíba Valley, the Atlantic forest cover was reduced to only
around 18% of its original extent. The use of fire to clear the land
was documented in all economic cycles, generating events of
forest fire5 and affecting wildlife species6 until nowadays.
4 n=1 5 n=2 6 n=1
Schmidt 1949, Petrone 1959,
Silveira 2008,
Mello 2009; Dean 2013,
Farinaci et al. 2013, Silva et
al. 2017
Modern
agriculture,
shifts between
economic
cycles and the
resulting rural
out-migration
The end of the coffee cycle and the beginning of mechanized
agriculture triggered a continued process of rural out-migration7.
Later, at the end of the dairy farming cycle8, a reduction in the
price of milk did farmers struggle to keep their properties9, which
triggered another cycle change, from cattle raising to eucalyptus
plantations10. This change resulted in an even lower need for
workers, which increased the ongoing out-migration11 and
weakened social and cultural relations12 – because of the isolation
of rural properties and the emptying of the countryside13. Because
of these and other transformations related to eucalyptus plantations
(e.g., the noise of the trucks and road damage)14, many
municipalities had to fight in order to decrease or stop new
plantations completely15. For wildlife, silviculture seems to be
more beneficial to their persistence than previous cycles, since
species can use eucalyptus areas for different purposes (e.g.,
dislocation, nesting, feeding)16.
7 n=4
8 n=3
9 n=2 10 n=4
11 n=2
12 n=3 13 n=2
14 n=3
15 n=2 16 n=1
Lyra-Jorge et al. 2008;
Timo 2009;
Mazzolli 2010,
Silveira 2008;
Farinaci et al. 2013
A decrease in
the size of
rural
properties and
a transition in
the profile of
rural
inhabitants
A set of conditions started a process of reduction in the average
size of rural properties in the region17: economic and practical
difficulties (e.g., to find and pay workers) in maintaining large
properties, the rural flight and the demand from people from other
areas for smaller properties to use them as country homes. This
process also resulted in a change in inhabitants’ profile18. The new
residents, many of them retired19, were in general less interested in
farming production, because of the rough terrain and low soil
quality and more concerned with nature conservation, tourism and
recreation20. This pattern can be seen in the current rural
population structure (Tab. 1). An erosion in traditional culture was
felt by the remaining inhabitants in this new cenario21.
17 n=1
18 n=1
19 n=1
20 n=1 21 n=1
Devide 2013
91
Hunting
Farmers and hunters from outside used to hunt intensively and
immoderately in the region, mainly between the years of 1960 and
197022. Dozens of hunting dogs were brought in big trucks to the
rural landscapes of the Valley to hunt all types of species for a few
days. In the perspective of key-informants23 and rural inhabitants,
these activities caused major impacts to mammalian population.
22 n=2 23 n=5
Government
restrictive
environmental
initiatives
In the second half of the XX century, a group of Government
restrictive environmental initiatives were established. A strictly
protected area - the Serra do Mar State Park (PESM the acronym
in Portuguese) - was implemented24 in 1977. Important
environmental laws were also sanctioned: i) laws prohibiting and
regulating hunting activities in the Brazilian territory25 (1968 and
1998) and ii) laws to protect native vegetation (1965 and 2012)26.
At first, these events had negative social outcomes, since rural
communities were never consulted about the implementations of
the park or the laws (e.g., families were evicted from their
territories and traditional hunters were arrested)27. Later, these
initiatives started to show signs of success in the environmental
conservation perspective.
24 n=4 25 n=2
26 n=2
27 n=3
Brasil 1965, Brasil 1968,
São Paulo
1977, Brasil 1998, Brasil
2012
A process of
forest
transition
This region of the Paraíba Valley has been one of the first regions
in the Atlantic forest domain to have documented a reversal trend
in forest cover loss (forest transition). This unexpected recovery of
the forest has been triggered by a set of socioeconomic changes,
most of them discussed above, as the transition of the region from
being mainly a farming area to an industrialized one.
Farinaci 2012; Silva et al.
2016; Silva et
al. 2017; Calaboni et al.
2018, São
Paulo 2011
Ecosystems
degradation, a
consequent
vulnerability
to floods and
an increase in
social-
environmental
initiatives and
projects
The centenary environmental degradation to which the south of the
Paraíba Valley has been submitted to resulted in a susceptibility to
floods. Two major floods were documented in the area in the last
three decades (1996 and 201028, affecting this area socially and
environmentally29. This situation led to an increase in social-
environmental projects and initiatives30. Some of them have been:
i) the implementation of private protected areas; ii) the
development of local level initiatives involving diverse
stakeholders (farmers, local NGO, rural inhabitants); iii) the
development of a multilevel initiative (Rede SUAPA); and iv) the
implementation of large-scale social-environmental projects that
seek to increase forest cover and promote ecosystem services. An
example of a large-scale project is “Atlantic forest connection”,
which will last at least five years and has as its objective to improve
ecosystem-services in the Valley through payment for
environmental services.
28 n=6 29 n=4 30 n=1
* The superscript number refers to the sentence in the column “Description of the social-environmental change”
and indicates how many key-stakeholders mentioned the information in the referenced sentence.
This social-environmental history has shaped the southern landscapes of the Paraíba
Valley region until the present. Currently, the Paraíba Valley is densely populated (139,6
hab/km²) and has a high indicator of population concentration on a national level (IBGE 2010).
Pasturelands occupy a large portion of this region (around 60% of rural landscapes) and Atlantic
Forest remnants persist in 32% of the watershed area, considering primary (~10%) and
secondary forest patches (~20%) (Mello 2009, Farinaci 2012, Silva et al. 2017). The studied
territory has a particular configuration at the regional level (Fig.1). On the east side of the
territory, perpendicular to the Atlantic Ocean, there is a cluster of strictly-protected areas
distributed along a mountain chain on the coast line. The Serra do Mar State Park (and its three
92
centres: Santa Virgínia, Padre Dória and Caraguatatuba), is the closest one with an area of 3.320
km². On the west side are two metropolises (Taubaté and São José dos Campos). Therefore,
this territory presents gradients of declivity and forest cover. In general, the closer to the
metropolises the lower the declivity and the forest cover, while the closer to the mountain range
and the protected areas the greater the declivity and the forest cover (Mello 2009). The
landscape feature reinforces patterns of land use and cover, because the higher the altitude, the
harder it is to develop agriculture activities. Thus, in this region, forest remnants are generally
concentrated in areas with higher declivity and in less sunny hillsides (Mello 2009; Farinaci
2012).
Linking past and present: mammalian population dynamics and human-wildlife interactions
Occurrence and abundance of mammalian populations over the last 30 years
We identified 312 medium and large sized mammal species (which represent 88.2%
of the medium and large sized mammal species recorded in the nearby protected area - São
Paulo 2006), 2 small sized species (Marmoset - Callithrix sp.- and Brazilian squirrel - Sciurus
aestuans) and 2 domestic species (Canis familiaris and Felis catus) occurring in the region
(Tab. S1) and the probable absence of 4 species (Sapajus nigritus nigritus, Brachyteles
arachnoides, Sus scrofa and Sus scrofa feral).
The majority of the interviewees perceived an increase in the occurrence (20,6%,
n=62) and abundance (47,6%, n=143) of mammal populations over the last thirty years in the
study area (Fig. 2). According to the subjects, the implementation of a law prohibiting hunting
and the consequent increase in police enforcement and hunting denunciations were decisive in
enabling mammal population increase and the arrival of new species in some landscapes (Tab.
3). Other restrictive environmental initiatives implemented to promote nature conservation by
the Brazilian government were also mentioned as having affected mammal trends in the area,
such as a law to regulate deforestation and a large protected area (n=5 rural inhabitants and n=4
key-stakeholders). Two factors linked to characteristics of the human population were explicitly
mentioned by rural inhabitants as having enhanced the protection of mammal populations, the
2We consider the presence of Conepatus sp. (jaratataca ou zorrilho) as probable in the study area. There is no
consensus about the occurrence of this species in the area in the scientific literature (Kasper et al. 2009, Cavalcanti
et al. 2013, Kasper et al. 2013). However, Kasper e colleagues (2009) discuss a possible expansion in the
distribution of this taxon to forested area of the mountainous Serra do Mar, as observed for Chrysocyon
brachyurus.
93
change in the profile of rural inhabitants (n=8) and raised awareness about wildlife conservation
(n=8).
Figure 2. Perception of rural inhabitants (n=300) of changes (increase or decrease) in mammal population
size and species richness over the last three decades.
Although less expressive, 34,3% (n=103) of the respondents believe that mammal
populations lost individuals and 10,3% (n=31) perceive the disappearance of at least one species
from their landscapes. The main reasons given to explain these trends were game activities
carried out in the region despite being illegal and changes in land use and cover (Tab. 3). The
presence of free-ranging cats and dogs (identified in all study sites), pesticides, large human
populations, the construction of highways and the retaliatory killing of wildlife species by
farmers were also mentioned by few respondents.
Table 3. Perception of rural inhabitants (n=300) of changes in mammal population size and species richness
in the last three decades in their landscapes in the Paraíba Valley. Participant could give one or more
reasons to explain each trend.
Reasons given to explain the perceived increase in mammal
population sizes and/or species in the region Citations
Decrease of hunting (due to)
Prohibition of hunting activities by a law 125
Police enforcement and denunciations 14
Other reasons (e.g., youth disinterest) 12
Reduction in deforestation and an increase in forest cover
(because of the implementation of a law and other factors) 23
Reasons given to explain the perceived decrease in mammal
population sizes and/or species in the region Citations
Illegal hunting 53
Changes in land use and cover
Deregulated growth of Eucalyptus plantations in the
region 11
Deforestation and forest fires 15
Decline of crops and food scarcity 10
116
55
75
2827
7
28
33 1 4 0
76
143
106
168
78
9487
101
P E R C E I V E D A N I N C R E A S E I N
P O P U L A T I O N S I Z E
P E R C E I V E D A N I N C R E A S E I N
S P E C I E S R I C H N E S S
P E R C E I V E D A D E C R E A S E I N
P O P U L A T I O N S I Z E
P E R C E I V E D A D E C R E A S E I N
S P E C I E S R I C H N E S S
NU
MB
ER O
F IN
TER
VIE
WEE
S
Yes
Some species
Maybe
No
Did not answer
94
Overall, species mentioned as having changed their abundance or occurrence did
not overlap when classified as in an increasing or a decreasing trend (Fig. 3 and 4). Five species
were mentioned as new occurrences (55 citations collected without any visual stimulation and
64 using photographs) and seven as currently more abundant in at least one studied landscape
(103 citations collected without any visual stimulation). Residents who reported the greatest
increases in mammal diversity (48 from 64 citations with visual stimulation) were those living
in the eight landscapes closest to the Serra do Mar State Park. This general perception of an
increase in mammalian diversity was supported by key-stakeholders, the manager and other
staff members of the protected area, who have been conducting long-term projects with camera-
traps inside the Park. Reasons given by rural inhabitants to explain each change in species trends
were roughly the same mentioned for mammals in general (Tab. 3). Specifically, interviewees
are not sure why the maned wolf, a species common in the Brazilian savannah (a neighbouring
biome called Cerrado), began to occur in the region recently.
Figure 3. Citations on each species mentioning it as recently occurring in the landscape (n=103) or as
having increased in abundance (n=119) in the studied landscapes. Citations on species new occurrences
were collected with (lighter blue) and without (medium blue) visual stimulation (with photographs and
directly asking “was this species here 20 years ago?”). Citations about abundance (darker blue) were
collected without visual stimulation.
Four species were specifically mentioned as currently showing smaller abundances
(n=73) or as having disappeared (n=20) from the studied landscapes (Fig. 4, all citations
collected without visual stimulations). According to some interviewees (n=12), the use of
pesticides in eucalyptus plantations, which are used extensively to prevent ants from damaging
seedlings, are intoxicating and killing armadillos and anteaters due to consumption of
contaminated ants, consequently decreasing their populations until local extinction. This
11
30
15 13 12 10 9
13
12
128
27
5
1113
5
NU
MB
ER O
F C
ITA
TIO
NS
Increase in abundance (without photographs)
New occurence (without photographs)
New occurence (with photographs)
95
perception was consistent across the studied landscapes. Between the main hypothesis to
explain declines in porcupine populations is the reduction of crops in the region, specially of
corn which is supposed to be the favourite of porcupines, and an increase in jaguar and cougar
populations, which are their natural predators.
Figure 4. Citations on each species mentioning it as locally extinct (n=20) or as having decreased in
abundance (n=73) in the studied landscapes.
Human-wildlife interactions and interviewee perception of these interactions (use, perception
of benefits and damage and mammal stewardship)
Around half of the interviewees (52%, n=156) perceived benefits, to themselves or
their families, from the presence of native mammal species in the landscape (Tab. 4). Most
benefits mentioned referred to cultural/spiritual (e.g., happiness from observing mammals in
nature, increased perception of well-being) and regulating services (e.g., ecological roles in
nature, such as biological control and seed dispersal). The other half of interviewees (47%,
n=127) did not perceive (n=57) or were unsure about what kind of direct benefits mammals
could generate to them (n=70). Even so, the greater part of the participants (94,6%, n=284)
understood that it is important to avoid mammal extinction, not only because of the reasons
mentioned above, but also because they understand mammals have an intrinsic right to live
(Tab. 5).
2918
123
10
73
NU
MB
ER O
F C
ITA
TIO
NS Local extinction
Decrease in abundance
96
Table 4. Perception of the interviewees about the existence of benefits in mammal presence in rural
landscapes. Participants could answer one or more reasons/benefits perceived.
Benefits perceived in mammal existence (n=156) Citations
Linked to personal satisfaction/ positive feelings
Perceives beauty in mammals/ likes to observe them in nature 66
Understands that mammals generate feelings of happiness 8
Understands that mammals are linked to well-being/benefits 8
Simply likes mammals 7
Linked to the role of mammals in regulating nature and ecosystems
Understands that mammals execute important functions in nature 39
Specifically:
Seeds dispersal/pollination 17
Create balance/ are part of the food chain 7
Are part of nature/ rural landscapes 5
Biological control of species 4
Are a sign of preservation 3
Other
Understands that mammals do not cause any type of harm 14
Understands that it is important for the next generations to get to
know mammals
7
Reasons benefits are unsure or not perceived (n=127) Citations
Understands that mammals do not have positive or negative effects 50
Do not recognizes direct benefits 16
Understands that mammals cause damage/harm (e.g., economical, to health) 18
Affirms that mammals are not usually observed in his/her property 18
Table 5. Reasons given by the interviewees (n=284) to explain why it is important to avoid mammal
extinction. Participants could give one or more answers to the question.
Reasons to avoid mammal extinction Citations
Because mammals are part of nature and play important roles
Are important to nature 99
Control/have a role in/balance nature 34
Are part of nature/rural areas/our life 23
Have specific functions (e.g., pollination, seed dispersal) 17
Because mammals have an intrinsic right to live
Have a right to live and be free 34
Are animals of God 23
Because mammals generate benefits to humans
Mammals are beautiful/ It is good to observe them in nature 55
Mammals are likeable 21
New generations have the right to see mammals in nature 16
Mammals are important/ bring benefits to humans 9
Because of multiple reasons (described above) 27
Most rural inhabitants interviewed (86%, n=258) declared that they and their
families do not consume game meat. The consumption of game meat was rarely mentioned as
one of the benefits mammals generate to people. However, almost half of the interviewees
(n=141) believe people still hunt in the region, even though in a considerably lower intensity
(n=11) when compared to past decades. The species mentioned as hunting targets were paca
(n=144), armadillos (n=90), capybara (n=86), peccaries (n=57) and tapir (n=8). According to
97
the respondents, hunting activities in the region are mainly conducted by people who like to
consume game meat and see the activity as a sport (Tab. 6). Because of this perception, and
because of a general understanding that rural inhabitants do not need to consume game meat
for subsistence anymore, most subjects (68,8%, n=188) do not think hunting should be allowed
or regulated in the region (Tab. 7). A concern with mammal extinction was also expressed. On
the other hand, the main reasons given by the interviewees who support the permission and
regulation of hunting activities (n=60) are related to reducing economic losses in agriculture
and livestock (71,6%) and controlling some mammal populations (25%). Capybaras (n=11) and
peccaries (n=7) were the main species mentioned as needing to be controlled in the region.
When asked in what conditions should hunting be allowed, participants mentioned: i) when
species have large populations (n=61), ii) when animals are causing economic losses in rural
production (n=17), iii) under a set of conditions (rules and quotes) (n=9), iv) when for the
hunters own consumption (n=8), v) only exotic species (n=6), vi) for certain periods of time
(n=3), vii) for people who need game meat for subsistence (n=3), viii) for people interested in
having a breeding ground (n=3).
Table 6. Perception of interviewees (n=300) about hunting activities in the Paraíba Valley. Participant could
give one or more answers to the question.
Reasons why interviewees think mammals are still hunted/consumed (n=141) Citations
For sport/ for fun/ as a hobby/ for pleasure 58
People like eating wild meat 30
People are greedy/ shameless/ silly 19
Because of habit/ custom/ culture 14
Reasons why interviewees think mammals are no longer hunted/consumed (n=129) Citations
Illegality of hunting/ efficiency of enforcement/ Denunciations 104
Declines in mammal populations 9
People changed their perception about mammals 10
The youngers are not interested/ the elders have died or moved 10
Table 7. Perception of interviewees about permitting and regulating hunting activities in the Paraíba Valley.
Participant could give one or more answers to the question.
Reasons why hunting activities should or could be regulated (n=60) Citations
Mammals cause economic losses to agriculture 43
There is a need for controlling some mammal populations 15
For allowing hunting for consumption and subsistence 10
Reasons why there is no need for regulating hunting activities (n=206) Citations
People do not subsist from game meat anymore 105
There are other sources of food/ People should feed from domesticated animals 32
Hunters will drive species to extinction 26
There are no reasons to kill mammals 19
There are not enough animals to hunt/ mammal populations have decreased 25
Mammals have a right to live and be free/ they suffer 39
Mammals are not causing economic losses 11
I have no interest/ I am against hunting 21
98
Only 30.6% (n=92) of the interviewees reported having suffered losses in their rural
productions due to mammal attacks, mainly in animal rearing and crops (Fig. 5A). The
perception of damage was even lower among the interviewees (26.3%, n=79) (Fig. 5B), since
some of the inhabitants do not understand the economic losses as a damage, but as a natural
outcome. Interestingly, 100% (n=10) of the key-informants mentioned economic losses as a
major concern in the studied landscapes. This perception probably reflects the discourse of
farmers and other inhabitants with small rural productions who reported losses greater than 25%
of their production (32.6%, n=30) (Fig. 5C) and perceived these losses as unacceptable or
completely unacceptable (30.4%, n=28) (Fig. 5D). The economic losses reported by these
farmers also explain the 20% (n=60) of respondents who claimed hunting regulations.
Figure 5. Perception of rural inhabitants (n=300) about economic losses and damage caused by mammal
species A. Number of citations for each category of economic loss (animal rearing, agriculture, threat or
others). B. Number of interviewees who had their rural productions attacked by mammal species and
number of interviewees who perceived damage from these losses. C. Perception of interviewees (n=92) of
damage extent and D. damage acceptability regarding economic losses caused by mammals.
Seven species of mammal carnivores were mentioned as the main predators of
animal rearing, specifically chickens and eggs (n=69), cows and calves (n=18), horses and foals
80
37
2 1NU
MB
ER O
F C
ITA
TIO
NS
Less than 5%
n=44
5% to 25%n=14
25% to 50%n=9
>50%n=21
Did not know/answer
n=4
Totally acceptable
40%
Acceptable11%
Neutral12%
Unacceptable11%
Completely unacceptable
20%
Did not answer
6%
195
2411
68
W I T H O U T A T T A C K S ( N = 2 0 6 )
W I T H A T T A C K S ( N = 9 2 )
NU
MB
ER O
F C
ITA
TIO
NS
No perception of damage Perception of damage
B
C D
A
99
(n=8), other domestic birds, pigs, sheep, goats, fish and bees (Fig. 6). Domestic dogs were also
frequently reported as predators of domestic animals. Seven species of mammal herbivores
were mentioned as predators of corn (n=30), cane (n=6), grass for livestock, beans and cassava
(n=3). Key-informants (70%) largely mentioned that rural residents are concerned with
mammal threats to human life - jaguars (n=5), bats (n=2) and maned wolf (n=1) -, but rural
inhabitants almost did not mention this interaction (0,06%, n=2). Even so, key-informants and
rural inhabitants reported some episodes of jaguar and cougar killing motivated by economic
losses and fear. Wildlife attacks against humans were not mentioned and we did not find any
registers of it.
Figure 6. Mammal species mentioned by the interviewees (n=300) as involved in economic losses in animal
rearing (n=79 citations) and agriculture (n=34 citations).
Only 56% (n=52) of rural inhabitants who reported economic losses caused by wild
mammals declared to have taking actions to avoid same. The respondents implemented, or
mentioned as possible measures to avoid losses, the use of domestic dogs (n=19), construction
of fences (n=28), with electricity (n=4), and the abandonment of rural production (n=6). Other
possibilities considered were hunting, warning shooting, fireworks, capturing the animals to
translocate them, rear the domestic animals closer to the farm house and putting them inside a
hen house or a bar at night. Key-informants (n=5) affirmed that farmers usually kill wild
mammals to avoid losses. Some interviewees disbelieved wildlife attacks could be avoided
(n=11) and highlighted the necessity to find a way to decrease economic losses (n=7) improving
human-wildlife coexistence. The government (n=16), environmental agencies (n=9) and
employees (n=5) and farmers (n=12) where the main agents accounted for having the
responsibility to promote coexisting between farmers and wild mammals.
18 1712 10 10
6 611
74 3 3 3 3N
UM
BER
OF
CIT
ATI
ON
S A N I M A L R E A R I N G A G R I C U L T U R E
100
Many small-scale farmers mentioned that they feel neglected by the government
and overloaded with farm duties and the losses caused by wildlife. Because there is no technical
or financial support available to small-scale farmers so as to avoid or repair losses, a part of the
interviewees believe that mammal conservation has been an “unfair weight on their shoulders”.
Some farmers even reported that, because few people are still producing food in the region,
wildlife has attacked in greater intensity the few farms which still have rural production. In
collaboration, key-informants perceived a decrease in negative interactions because of out-
migration and the consequent decline of rural production (n=2) and also mentioned that
economic losses and killing as retaliation can increase in the region (n=3) if mammal
populations increase.
In spite of challenges, 76% (n=229) of the interviewees think someone has the
responsibility to protect mammals from extinction (Tab. 8) and many of them understand that
they share this responsibility (31,4%, n=72). When asked directly about their participation in
mammal stewardship, most participants agreed that they too have a role in protecting these
species (75%, n=225), especially in rural landscapes and inside their properties. Interviewees
who do not think they have a responsibility in protecting mammals (21,6%, n=65) mostly do
not understand how they could protect these animals or think they already have too much work
on their farms to care for wildlife.
Table 8. Perception of interviewees about who has the responsibility to protect mammals. Participant could
give one or more answers to the question.
There is someone responsible for protecting mammals (n=229) Citations
Everyone/ society /all of us/ the human population 108
Government environmental agencies and the police 54
Government 35
Rural inhabitants/ owners of rural properties 16
Environmental technicians/ biologists 12
Nature 8
ONGs/ zoos/ protected areas 8
Reasons why nobody is responsible for protecting mammals
(n=37)
It is not possible to take care of mammals 9
Nobody has this responsibility 7
It is difficult to find people for taking care of mammals
6
Discussion
The information raised on the social-environmental history of the Paraíba Valley
was consistent between the two different sources (literature review and key-informant
interviews). Almost all significant social-environmental changes that happened in the Paraíba
101
Valley were mentioned to have affected, or can be linked to effects on mammal population and
assemblage dynamics over time. The economic cycles which shaped rural landscapes and the
restrictive environmental initiatives implemented by the Brazilian government in the last
century, as well as the effects triggered by it (the government) (e.g., rural out-migration, hunting
decrease, increase in forest patches) are key to understanding not only mammal trends at
present, but rural inhabitants’ socioeconomic characteristics and human-wildlife interactions.
These results show that for a deeper understanding of the effect of landscape history on wildlife
ecological dynamics it is important to consider different environmental and socioeconomic
aspects of a landscape in an integrated manner. Here, we reinforce the perspective that rural
landscapes are complex social-ecological systems (Berkes et al. 1999) and should be
investigated as such in ecological research and management of wildlife.
Currently, the main factors enhancing mammal persistence and increase in
landscapes of the Paraíba Valley seem to be the process of forest transition, continuity with
restrictive environmental initiatives, rural out-migration and new profile of rural inhabitants.
The positive influence from an increase in secondary forest on different taxa has been shown
in landscapes where farming or forestry have been abandoned (Chazdon et al. 2009; Sitzia et
al. 2012, 2015), but negative effects have also been found (Queiroz et al. 2014). Literature
shows that protected areas lead in general to an increase in biodiversity (Lester et al. 2009;
Selig & Bruno 2010), however many protected areas do not generate this positive effect due to
mismanagement (Watson et al. 2014). Also, social costs of these initiatives can be high (Coad
et al. 2008), as mentioned in our study case. Another matter which calls for attention is that
actions taken decades ago (1968, 1977 and 1998) are only recently showing tangible results,
which points to the necessity of taking preventive actions in management.
On the other hand, hunting (as a sport or in retaliation) and other common threats
to mammal species (e.g., feral and free-ranging cats and dogs, transformation of natural
habitats, forest fires) are highlighted as the main factors reducing these taxon populations and
species in the Paraíba Valley. These threats have been the main reasons for mammal decrease
around the world (Schipper et al. 2008; Hughes & Macdonald 2013; Ripple et al. 2014). Our
results show that hunting seems to have been historically an important driver of mammal
assemblages in the study area. However, it is very difficult to access the real impact of hunting
activities in the region. Due to the illegality of hunting most interviewees were afraid of talking
about the activity. In Chapter 5 we discuss that in the centre-south region of Brazil a change in
the profile of hunting and hunters may be happening, from a subsistence activity carried out by
102
native rural inhabitants to a sport activity conducted by wealthier people. In this context,
hunting regulation is a very complex subject locally and nationally. In our study site, hunting
regulation is not supported by the majority of the population, but farmers demand species
control. In addition, there may be an interest in allowing sport hunting, which can have positive
and negative outcomes, depending on how it is managed (Loveridge et al. 2007; Packer et al.
2009; Peebles et al. 2013).
The general perception of an increase in the number of mammalian individuals or
species was not homogeneous in the territory. Landscapes closer to the nearest strictly-protected
area showed stronger patterns. As mentioned previously, gradients of forest cover and declivity
in the study site, which are higher when close to the protected area, probably play an important
role in this context. An increase in numbers of individuals was perceived mainly for capybaras,
peccaries and big felines (jaguars and cougars). Capybaras and cougars are known to use
anthropogenic landscapes and have experienced increases in population size in other regions of
the American continent (Moreira & Macdonald 1996; Knopff et al. 2014; Maletzke et al. 2017).
Increases in peccaries and jaguar populations are not so common. Even though the presence of
jaguars has been recorded in some researches, Souza et al. (2017) recently identified jaguars
inside the Serra do Mar State park, which reinforces our results. These findings, although very
positive in the perspective of biodiversity conservation, point to the necessity of investigating
deeply why these populations are increasing, what is the state of the genetic variability of these
individuals and how these new trends are affecting other species in the community (Heller et
al. 2010; Roques et al. 2016; Srbek-Araujo et al. 2018).
The maned wolf was consistently mentioned as a new occurrence across the study
area. We suggest two main hypotheses, not mutually exclusive, to explain the appearance of
this species in the region. One is that, since the maned wolf is a common species in open habitats
(e.g., the Brazilian savannahs and grasslands - Langguth 1975), the deforested landscapes of
the Paraíba Valley may have become a suitable habitat for this species. Maned wolf’s new
occurrences was already recorded in other deforested landscapes previously covered by the
Atlantic forest (Santos et al. 2003). Another possibility is that major habitat losses in its original
habitats, the Brazilian Cerrado, could be leading the maned wolf to live outside its suitable
habitat (Durigan et al. 2007; Gamarra et al. 2016). The other species mentioned as new
occurrences for the landscape (e.g., deer, coati, armadillos) are in the regional-pool of species.
In this case, possible explanations to these new occurrences are: i) social-environmental
changes enabled the species to colonize these particular landscapes, ii) the species was locally
103
extinct and recently recolonized the landscape, or iii) the species was always present but in
small populations, which made it go unnoticed. We did not find studies to support or refute
reasons given by the interviewees to explain why armadillos and porcupines are being driven
to local extinction, which emphasizes the need for studies in this matter.
Human-wildlife interactions in the studied area are mainly driven by the perception
of rural inhabitants as to the mammals’ direct (e.g., use, happiness) and indirect benefits (e.g.
function in nature) and the economic losses caused by them. Our results show that the awareness
of the interviewees about having to protect mammal species from extinction is not directly
related with their perception of direct benefits, since most interviewees understand mammals
should be protected in spite of the fact that only half of them recognize mammal benefits.
However, we could say that, the recognition of rural inhabitants of mammals’ direct benefits,
their functions and services to the ecosystem and the perception of mammals as having a “right
to live”, makes rural inhabitants willing to steward mammals in rural landscapes, or at least be
aware of this need and their role in it. A major part of the interviewees agrees that somebody
has the responsibility to protect mammals and include themselves in this responsibility.
At first, the current situation in the rural landscapes of the Paraíba Valley seems
ideal for allowing mammal populations to increase and guarantee their conservation. However,
social-ecological systems are not static in time, and their social, economic and environmental
dimensions influence each other. Inhabitants who do not have agricultural productions and
many farmers who have lost interest in, or are no longer able to continue with, their rural
activities because of different reasons (including major economic losses caused by wildlife), in
general, did not report economic losses or complain about mammal presence in rural
landscapes. The situation of these farmers is a matter of social, economic and conservation
concern. The abandonment of farming can lead to the perception that the region has
unproductive lands and more areas should be deforested around the country to achieve food
production standards. It can also lead to a misinterpretation that negative interactions with
wildlife are of a minor concern in these landscapes. Mammals foraging on crops and attacks on
reared animals were reported by farmers who still persist in the region as extensive and difficult
to overcome. We identified among the interviewees a widespread disillusionment with farming
activities, reinforced by a feeling of having farming and farmers’ issues neglected by the
government. Most farmers do not believe in a solution for this situation anymore.
Some farmers reported having tried to avoid economic losses, but the success rate
was not high. Even though several rules and laws exist to protect mammals in rural landscapes
104
(e.g., hunting prohibition, the protected area buffer zone), there is no technical or economic
support available for farmers to avoid mammal attacks, which is one of the main efforts
suggested to improve human-wildlife coexistence (Frank 2016; Frank et al. 2019). Economic
losses caused by wildlife can be quite significant for farming production as a whole (Messmer
2009; Conover et al. 1995), for large-scale farmers (e.g., the loss of an award-winning horse
mentioned by an interviewee), but especially for small-scale farmers who can have their
livelihoods and food security threated by these losses (Barua et al. 2013). Free-ranging dog
attacks on livestock may be increasing farmers’ economic losses and mammal retaliation, since
many times the attacks happen at night and it is not possible to know which species was the
culprit (Sundqvist et al. 2008).
Learning from past and present to prepare for the future
In a historical perspective, the Paraíba Valley region suffered deep social-
environmental changes. These changes seem to have affected mammal and rural populations,
shaping many of the patterns seen currently, including human-wildlife interactions. For
example, the restrictive environmental initiatives implemented in the last century are only
recently generating perceptible results. This means that many decisions taken in the present
which concern rural landscapes, whether related to the environment or social issues, will
probably affect mammal trends and human-wildlife interactions in the next decades. Thus, the
time to take action to promote human-wildlife coexistence in the future is now.
If, on the one hand, hunting still seems to be an activity largely conducted in the
Paraíba Valley region, on the other hand, interviewees are aware of the importance of
conserving mammal species. Thus, economic losses caused by mammal species stand out as
one of the main challenges related to human-wildlife interactions in the studied area, especially
because these losses were one of the main reasons used to support hunting regulations. The
studied region is in need of financial and technical support to decrease farmers’ losses, since
biodiversity conservation should not be delegated only to farmers. Initiatives to promote
coexistence between mammals and farmers can be of a varied nature, focusing on reducing
losses in the rural production (e.g., technical support to protect rural production, payment to
compensate for losses), promoting wildlife conservation integrated with social development
(e.g., environmental certification, ecotourism) or engaging rural inhabitants in participatory
monitoring systems, as well as partners in planning and implementation of conservation
initiatives, to enhance mammal stewardship and improve human-wildlife coexistence (Treves
105
et al. 2006). Participatory monitoring could lower the costs of monitoring and involve rural
inhabitants in management. Researchers which brings local knowledge into its development
can provide robust data and generate key insights to biodiversity management (Chapter 2).
Mammal populations seem to be increasing in the studied area. If populations
continue to increase to a point that turns farming into an impossible activity, human-wildlife
interactions could become a concern greater than biodiversity loss. This projection is especially
realistic for the Paraíba Valley, where many social-environmental projects have been
implemented in the last years to increase forest cover and biodiversity, but few predicted
support for farmers. These results point to trends that other regions may face if forest transition
patterns or other transformations in the landscape happen to lead to wildlife transition (a liquid
increase in population sizes and the arrival of new species from the regional-pool). Particularly,
there is a need to investigate further species’ trends (changes in species’ population sizes, new
occurrences and local extinctions) in the studied area.
Based on our results we see some possibilities for mammal assemblages in the rural
areas of the Paraíba Valley region. If the abandonment of rural areas by state authorities
continues, without providing support for farmers, rural areas may become unproductive and
empty, which could be good in the local environmental perspective, but negative from the social
and economic perspectives and with possible negative effects in other biomes. Also, mammal
vulnerability to hunting activities may increase in the area because there will not be enough
people to report hunting activities and because governmental support for enforcement has also
decreased recently, which could jeopardize the last three years of environmental actions. If
farmers continue to persist without government support or because of social-environmental
projects, economic losses caused by wildlife may increase and put mammal assemblages in
danger. In these scenarios, if no management actions are taken, considering social, economic
and environmental issues, probably there will not be a positive outcome in the coming years for
the studied area considering social development and integrated mammal conservation.
Concluding remarks
In investigating past social-environmental changes of rural landscapes, current
mammal population dynamics and human-wildlife interactions in a portion of the Paraíba
Valley region, we identified the following factors leading to an increase in some mammal
populations: a set of restrictive environmental actions taken in the territory (e.g., laws, police
enforcement, implementation of a protected area), decrease in hunting activities, rural exodus
106
and a process of forest transaction. Some species appear to be benefiting from these changes
(e.g., peccaries, cougars, maned wolf). Our results in no way invalidate findings about regional
and global defaunation. A massive loss of biodiversity in the planet is a real concern. However,
our results bring to attention that, even under this massive loss, populations of some species can
be increasing on local scales due to particular social-environmental contexts. More important
for mammal conservation, our results show that a population increase is not always desirable,
if deregulated, since interactions with human populations may arise causing harm to humans
and/or damage to their property (e.g., crop grazing, poultry killing); and this may lead to new
human-induced threats to biodiversity.
Hunting, feral and free-ranging cats and dogs and transformations in land use and
cover (e.g., eucalyptus plantations and deforestation) are the main factors threatening mammals
in the studied landscapes. Human-wildlife interactions appear to be increasing in the region
with the increase in mammal populations, especially the ones related to mammal species attacks
of crops and livestock. One of the reasons economic losses are not reported even more is that
many farmers have abandoned their rural activities due to many challenges faced, including
lack of financial and technical support. Although hunting has decreased in the region, it appears
to continue having a significant influence on mammal assemblages, by the removal of
individuals from the mammalian population.
Based on our results, we highlight the need to include social-environmental
approaches into mammal ecological research and management. We also point to the need of
developing a monitoring system for mammal assemblages in the rural areas of the Paraíba
Valley in order to record mammal responses to recent social-environmental changes. Our
research provided some of the tools to develop a participatory monitoring program of mammal
populations and of economic losses due to their activities within rural communities. The method
we used (see Chapter 2 for details) was well accepted by the rural inhabitants and could be
adapted to this purpose. Above all, our results indicate that understanding past and present
social-environmental dynamics of rural landscapes can provide useful information to
management and support decision-making in order to prepare for future challenges.
Acknowledgements
We thank all the participants in this research, without whom this work would not be possible.
This study was financed in part by the Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível
Superior - Brasil (CAPES) – (Finance Code 001), the National Council for Scientific and
107
Technological Development (CNPq - Proc. No. 140040/2016-1), the São Paulo Research
Foundation (FAPESP - Proc. No. 2015/19439-8) and the Social Sciences and Humanities
Research Council (SSHRC, Canada) through the Community Conservation Research Network
(CCRN). In addition, we thank the CGCommons research group and Coordenadoria de Centros
e Núcleos Interdisciplinares de Pesquisa (COCEN) for administrative support.
108
Supplementary material
Table S1. The taxonomic classification of the 33 species identified as occurring in the region through the
Wildlife-Human Survey and its correspondence to folk names.
Taxonomy
(order/family/genus/species)*
English common
name
Brazilian
common name Folk name
DIDELPHIMORPHIA
DIDELPHIDAE
Didelphis aurita (Wied-Neuwied, 1826)
Opossum Gambá
Gambá
Raposa
Saruê
PILOSA
BRADYPODIDAE
Bradypus variegatus Schinz, 1825
Brown-throated
sloth
Preguiça-
comum
Preguiça
Bicho-preguiça
MYRMECOPHAGIDAE
Myrmecophaga
tridactyla Linnaeus, 1758
Giant anteater Tamanduá-
bandeira
Tamanduá
Tamanduá-bandeira
Tamanduá-grande
Tamandua tetradactyla (Linnaeus, 1758)
Collared anteater
Tamanduá
Tamanduá-mirin
Tamanduá-pequeno
CINGULATA
DASYPODIDAE Armadillo Tatu Tatu
Cabassous sp. McMurtrie, 1831
Naked-tailed
armadillo
Tatu-de-rabo-
mole
Tatu-porco
Tatu-canastra
Tatu-de-rabo-mole
Tatu-cavalo
Dasypus sp. Linnaeus, 1758
Long-nosed
armadillo Tatu-galinha
Tatu-galinha
Tatu-bola; Tatu-bolinha
Tatu-guanxima/
guaximbinha
Tatu-et
Tatu-mirim; Tatu-
vassourinha; Tatu-
vassoura
Euphractus sexcinctus (Linnaeus, 1758)
Six-banded
armadillo Tatupeba
Tatu-mineiro
Tatu-peba/peva
Tatu-canastra
Tatu-amarelo
PERISSODACTYLA
TAPIRIIDAE
Tapirus terrestris (Linnaeus, 1758)
Tapir Anta Anta
ARTIODACTYLA
CERVIDAE
Mazama sp.
(Rafinesque, 1817) Brocket deer Veado
Veado; Veadinho
Cervo
TAYASSUIDAE New world pigs Porco-do-mato
Porco-do-mato
Javali
Pecari tajacu (Linnaeus, 1758)
Collared peccary Cateto Cateto
Javali
Tayassu pecari (Link, 1795)
White-lipped
peccary Queixada
Queixada
Javali
PRIMATES Monkeys Macaco
ATELIDAE
Alouatta guariba (Humboldt, 1812)
Brown howler Bugio Bugio
109
Taxonomy
(order/family/genus/species)*
English common
name
Brazilian
common name Folk name
CALLITRICHIDAE
Callithrix sp. (É. Geoffroy, 1812)
Mico Sagui
Sagui; Saguizinho
Mico; Miquinho
Macaquinho;
Macaquinho-do-mato/da-
cara-branca
PITHECIIDAE
Callicebus nigrifrons (Spix, 1823)
Black-fronted titi Sauá Sauá
Saá
CARNIVORA
CANIDAE
Cerdocyon thous (Linnaeus, 1766)
Crab-eating fox Cachorro-do-
mato
Cachorro-do-mato
Raposa; Raposinha
Lobo
Cachorro-bandeira
Chrysocyon brachyurus Illiger, 181
Maned wolf Lobo-guará Lobo-guara
Lobo
FELIDAE
Leopardus Gray, 1842
Small wild cats Jaguatirica
Jaguatirica
Gato-do-mato; Gato
Onça-pequena; Da
pequena
Oncinha
Leopardus pardalis Ocelot Jaguatirica
Jaguatirica
Gato-do-mato
Leopardus sp.
(L. wiedii or L. guttulus)
Margay/
oncilla
Gato-maracaja/
gato-do-mato
Gato-do-mato
Maracajá; Gato-maracajá
Jaguatirica
Panthera onca (Linnaeus, 1758)
Jaguar Onça-pintada
Onça-pintada
Onça
Onça-preta
Puma concolor (Linnaeus, 1771)
Cougar Onça-parda
Suçuarana; Suçurana
Onça-parda; Parda
Onça
Onça-amarela; Onça-
marrom; Onça-vermelha
Herpailurus
yagouaroundi (É. Geoffroy
Saint-Hilaire, 1803) Jaguarundi Jaguarundi
Gato-do-mato
Gato-mourisco
MEPHITIDAE
Conepatus sp. Gray, 1837
Molina's hog-
nosed skunk
Zorrilho ou
jaritataca
Gambá; Gambazinho
Zurrilho
MUSTELIDAE
Eira barbara (Linnaeus, 1758)
Tayra Irara Irara
Ariranha
Galictis cuja (Molina, 1782)
Lesser grison Furão-pequeno
Cachorro-do-mato;
Cachorrinho-do-mato
Furão; Furãozinho
Fedidinho
Cachorro-Cachorrinho
peva/peve/pevinha; -
Cachorro-do-brejo;
Cachorrinho-do-brejo
Lontra longicaudis (Olfers, 1818)
Neotropical otter Lontra Lontra
Ariranha
110
Taxonomy
(order/family/genus/species)*
English common
name
Brazilian
common name Folk name
PROCYONIDAE
Nasua nasua (Linnaeus, 1766)
South American
coati
Quati-de-cauda-
anelada Quati
Procyon cancrivorus (G. Cuvier, 1798)
Crab-eating
racoon Mão-pelada
Guaxinim
Mão-pelada
Raposa; Raposinha
LAGOMORPHA
LEPORIDAE
Sylvilagus brasiliensis (Linnaeus, 1758)
Tapeti Tapiti
Lebre; Lebrinha;
Lebre-do-mato
Coelho; Coeio;
Coelho-do-mato
RODENTIA
CAVIIDAE
Hydrochoerus
hydrochaeris (Linnaeus, 1766)
Capybara Capivara Capivara
CUNICULIDAE
Cuniculus paca (Linnaeus, 1766)
Paca Paca Paca; Paquinha
DASYPROCTIDAE
Dasyprocta sp. Illiger, 1811
Agouti Cutia Cutia
ERETHIZONTIDAE
Coendou sp. Lacépède, 1799
Porcupine Ouriço-cacheiro Ouriço
Porco-espinho
SCIURIDAE
Sciurus aestuans Linnaeus, 1766
Brazilian squirrel Serelepe Esquilo; Esquilinho
Serelepe
*Taxonomic identification was set by crossing interviewees species description and the available scientific data
regarding taxa occurrence in the region.
111
CAPÍTULO 4
How do socioeconomic features of the landscape affect mammal
communities, guilds and species patterns in rural landscapes?
Camila Alvez Islas¹, Cristina Banks-Leite², Jack Henry Hatfield³ & Cristiana Simão
Seixas4
¹PhD student in Ecology, Biology Institute, University of Campinas, Brazil.
²Lecturer, Department of Life Sciences, Imperial College London, England. 3Postdoctoral research assistant in Tropical Ecology, Department of Life Sciences, Imperial College London 4Researcher at the Centre for Environmental Research, University of Campinas, Brazil.
Abstract
Despite the large number of studies focusing on how biological communities respond to
landscape metrics, not much is known about responses to anthropogenic features of landscapes.
To help close this gap, we investigated the influence of structural features (e.g., distance from
the nearest strictly-protected area, percentage of vegetation cover) and socioeconomic features
(e.g., number of people in the landscape, amount of poultry farming) of 30 rural landscapes on
the community of medium and large size mammals. In our study, mammal community richness
and composition, herbivore and omnivore richness and the abundance of species groups were
mainly affected by structural variables. Carnivore richness and species abundance were mainly
affected by socioeconomic variables. Our results show that structural features of the landscapes
are the ones shaping mammal communities, while the socioeconomic features of the landscape
were shown to be more relevant when accounting for the species-level. These findings highlight
that we are likely failing to incorporate important features affecting wildlife species in rural
landscapes, which could lead to inaccurate research conclusions and uninformed managing
decisions.
Key-words: Landscape ecology, Structural features, Anthropogenic effects, Anthropized
landscapes, Brazil.
Introduction
Biodiversity loss has been one of the most alarming environmental issues in the last
decades (Butchart et al. 2010, Barnosky et al. 2011, Cardinale et al. 2012, Dirzo et al. 2014).
112
Much has been discussed about the outcomes of losing genes (Frankham 2005), populations
(O’Grady et al. 2006, Chevin et al. 2010), species (Pimm et al. 2014, Ceballos et al. 2015),
interactions (Valiente-Banuet et al. 2015) and functions (Flynn et al. 2009) in ecosystems and
its consequences for human well-being (Worm et al. 2006, Díaz et al. 2006, 2015). Mammals,
especially the ones with medium and large body sizes, have been shown to be one of the taxa
suffering the greatest biodiversity losses (Cardillo 2005, Liow et al. 2008). Because of their
size and other traits, terrestrial species are affected by many anthropogenic threats, such as
deforestation and hunting (Cardillo et al. 2008, Fritz et al. 2009). Even when mammal
communities do not show systematic loss of biodiversity, they are affected by anthropogenic
effects in many ways (Palumbi 2001). For example, different land uses can favour or hinder
occurrence of mammal species (Verdade et al. 2014, Newbold et al. 2015), and species can
change their home range and activity time to fit human patterns (Gaynor et al. 2018). Even so,
we are still far from fully understanding how human populations affect biological communities,
through their socioeconomic characteristics and activities, and how these variables interact to
predict community and species patterns.
Although science has advanced towards understanding how human activities are
shaping natural systems and affecting biodiversity, our capacity to predict the strength and
extent of effects of these activities in communities and ecosystems is still very restricted. In
rural landscapes there are many anthropogenic effects which can be influencing mammal
community structure and species distribution. Humans shape rural landscapes fragmenting
mammal habitats, which generally has negative impacts on these animals (Andrén 1994,
Bowers and Matter 1997, Banks‐Leite, Ewers, and Metzger 2010, Haddad et al. 2015, Newbold
et al. 2015, Pfeifer et al. 2017, Kumar, Vijayakrishnan, and Singh 2018). On the other hand,
they implement protected areas in the same landscapes, preserving ecosystems and offering
protection for wildlife (Bruner et al. 2001, Chape et al. 2005, Joppa, Loarie, and Pimm 2008).
Human density by itself was found to be a significant predictor of mammal extinction risk at
the global level (Cardillo et al. 2008). Generally, more people in a landscape means more
hunting, pollution, lights, noise and other anthropogenic effects which have negative impacts
on fauna (Ciuti et al. 2012). Hunting can have a major effect on wildlife populations and is the
main direct anthropogenic effect largely studied, but reliable assessments are difficult in places
where there is no formal management (Cusack et al. 2015) or monitoring. Wildlife
subsidization through crops and animal husbandry are another relevant effect on mammal
communities in these landscapes. While the availability of food and shelter from anthropogenic
113
sources can increase mammal populations, interactions with farmers causing damage to their
livestock and crops or threat to their lives can decrease wildlife populations through retaliatory
killing (Bagchi and Mishra 2006, Van Eeden et al. 2018).
Even though there has been an increasing effort to understand the effects of humans and
its socioeconomic characteristics on community structure and species distributions in rural
landscapes, there are still many questions that we are unable to answer. For example, is the
vegetation cover of a landscape enough to predict mammal community features, such as
richness and composition, or is the number of people in a landscape more relevant? Could the
number of domestic animals (e.g. cows, chickens, horses) being raised in a landscape be
relevant to predict the presence of wild cats and dogs? Do features such as the number of rural
properties and the activities carried inside these properties affect mammal communities and
species in any way? Some of these questions have already started to be answered for different
taxa, but conclusions are still incipient (Barlow et al. 2016).
Our objective in this article is to investigate if socioeconomic features of the landscape
have a role in structuring communities of medium and large size mammals and in species
distributions in rural landscapes of southeast Brazil. Understand if structural and socioeconomic
features interact to shape mammal community patterns can help us advance in our
understanding about wildlife persistence in anthropogenic landscapes and how we can better
identify and prioritize management in those ecosystems.
Methods
Study area
This study was conducted in 30 sites of 1,250 ha each (23º04’S-23º46’S, 45º21’W-
46º15’W). These sites are distributed across rural landscapes of 10 municipalities in the south
of the Paraíba Valley region, in São Paulo state, southeast Brazil (Fig. 1). Rural landscapes
were chosen to reflect different features present in the area. This region is covered by the
Atlantic Forest biome and although placed close to a large protected area (332,000 ha), most
rural areas are deforested to different extents even though forest cover has increased in the last
decades in the region (Farinaci 2012). Two big cities are located at opposite sides of the
protected area and single and double motorways are also part of the regional landscape. Small-
scale agriculture and livestock activities are the main livelihoods of the rural populations and
the main use of rural properties although properties used as holiday homes are increasing.
114
Sampling mammal communities
We conducted a participative Wildlife-Human Survey (Chapter 2) in the study area. In
each site we interviewed ten households, totalling 300 surveys. To each household we showed
37 photographs of terrestrial mammal species and asked: i) the name of the species; ii) if the
species occurs in the landscape; and iii) when was the last time one individual of the species
was identified in the landscape by the interviewee. With this information we calculated for each
site species and groups/taxa presence and species abundance (each interviewed was considered
as one identification, with a maximum of 10/10 identifications per species per site in the last
five years), species richness and community composition. We only considered in our analyses
species mentioned as been seen or identified through traces in the last five years and by at least
three evidences (e.g., interviewees, secondary data). For more information about data collection
and procedures used to validate the data see Islas et al. (Chapter 2).
Fig 1. Thirty study sites distributed across ten municipalities of the Parayba Valley, São Paulo, Brazil. The
nearest protected area, native forest fragments and the main highways are highlighted in the map.
115
Measuring landscapes structural and socioeconomic features
We measured structural and socioeconomic features of the landscapes to test them as
predictors of species and community patterns. We consider here as structural features of the
landscape the elements in the landscape and their positioning, such as roads, cities, land use and
cover. We consider socioeconomic features of the landscape social and economic
characteristics intrinsic of each human population, such as age, access to technologies and main
use of rural properties. In general, these features are dynamic and can change faster than
structural ones. To measure the structural features in our sites we combined geoprocessed data
from multiple sources. We used ESRI ArcGIS v.10.0 (Environmental Systems Research
Institute, Redlands, California, USA) and its base-map world imagery (Sources: ESRI,
DigitalGlobe, GeoEye, i-cubed, USDA FSA, USGS, AEX, Getmapping, Aerogrid, IGN, IGP,
swisstopo and the GIS User Community) to measure distances between sites and infrastructures
(e.g., protected area, closest downtown, closest highway); Classified data from (Silva et al.
2017) to calculate sites land use and cover (e.g., vegetation, silviculture, exposed soil); and
Brazilian government online data (SICAR, 2017) to measure the number and size of rural
properties in each landscape. To measure the socioeconomic features, we used information from
the same survey used to sample mammal communities (Wildlife-Human Survey). Through a set
of questions, we gathered information about many aspects of human populations and properties
(e.g., income, level of education, main use of the property, number of domestic animals). All
measured variables were collected based on hypothesis of how they could be influencing
mammal communities.
Selected structural and socioeconomic features of landscapes
We selected four structural and four socioeconomic variables to investigate their effects
on mammal patterns (species richness and community composition, guilds richness and
groups/taxa and species abundance) (Tab. 1). Considering the structural variables, we
measured the distance in kilometres from the centre of each site to the nearest strictly-protected
area (the Serra do Mar State Park) and to the nearest highway. We also measured the area
covered by native forest and with exposed soil in the 1,250 ha of each site. Among the
socioeconomic variables, we estimated the total number of people in each landscape from the
mean of people living in each interviewed household and the number of rural properties in each
landscape. We also calculated for each site the mean size of rural properties, the percentage of
rural properties raising cattle and the total number of domestic birds being reared. Selected
116
variables presented some relevant correlations with other landscape variables in the study area
which can be seen on S3.
Table 1. Selected structural and socioeconomic landscape variables and their minimum and maximum
values for all 30 landscapes.
Structural variables Minimum Maximum
Distance from the nearest strictly-protected area (km) 1,5 45,45
Distance from the nearest highway (km) 0,2 16,8
Vegetation cover (ha) 123,93 851,26
Exposed soil (ha) 0 191,75
Socioeconomic variables
Estimative of the number of people in the landscape 33 745
Medium size of rural properties (ha) 3,3 101,7
Percentage of rural properties with cattle 10% 100%
Total of domestic birds raised in rural properties of the landscape 51 612
Statistical analysis
We assumed that our data behaves as data from other observation methods currently
used to survey mammals, such as camera traps and linear transects. As detectability of species
naturally varies by species, surveys in general are biased towards abundant and widespread
species (Zipkin et al. 2009). Mammal detectability was tested against interviewee age, gender,
income and education level and we did not find significant correlations. All analysis was
conducted in R v.3.3.2 (R Core Team, 2018) using the packages vegan (Oksanen et al., 2017),
ISwR (Dalgaard 2015), stats (R Core Team, 2018) and eulerr (Larsson 2018).
To select a concise number of key landscape variables to test our hypothesis, we first,
explored correlation among variables, Pearson’s r, and excluded all variables that had r < 0.35.
We then used generalised linear models (GLMs) with the remaining landscape variables as
explanatory variables and species richness and abundance as response variables. From the
analyses of results of GLMs (R-squared and p-value) we finally selected eight variables (four
structural and four socioeconomic) to use in statistical models as predictors of our response
variables: communities’ richness and composition - based on species presence-absence, guilds
richness and groups/taxa and species abundance. We determined mammals’ composition
through the first axis of a Principal Coordinate Analysis (PCoA).
To examine the effect of structural and socioeconomic variables on mammals’ patterns
we built three models: one with the four structural variables selected, one with the four
socioeconomic variables and one mixed, with all eight variables, and tested which one better
explained our data. GLMs with Poisson error structure were used to test communities’ richness,
guilds richness and species abundance. For overdispersed species distributions we used GLMs
117
with quasi-Poisson error structure. For composition we used linear models (LMs). We also
applied variance partitioning to the same data (because structural and socioeconomic features
were correlated to a varying degree) to understand the contribution of each model and each
landscape variable to explain community and species data variation.
Results
In total, we compiled 2569 identifications of 31 species of mammals of medium and
large-size and one of small-size in the study sites (Tab. S1). Seventeen species were found to
be abundant (49 identifications or more) and fifteen to be rare (less than 35 identifications). The
landscape which presented the lowest mammal richness had 13 species and the higher richness
was 25. Thirteen species are mainly herbivores/frugivores, eight are carnivores, five omnivores
and six insectivores (Tab. S2). We found five groups/taxa with two or more mammal species,
about which we identified a certain degree of overlapping between species identification, when
considering the report of interviewees: anteaters (Myrmecophagidae), wild pigs (Tayassuidae),
monkeys (Primates), wild cats (Felidae, which we address in two smaller groups: small wild
cats – Leopardus – and big wild cats - Panthera onca and Puma concolor) and armadillos
(Cingulata).
Community-level patterns
All eight explanatory variables selected showed some effect over our response
variables. As an example, we show the more relevant effects of explanatory variables on
communities’ richness (Fig. 2). Considering the structural variables which showed the larger
effects, species richness decreases with increasing exposed soil area (slope = -3.31, adj-R² =
0.35, p < 0.01) and the distance from the protected area (slope = -0.02, adj-R² = 0.12, p=0.031).
Species richness also showed a positive relation with the increasing native vegetation cover
(slope = 0.009, adj-R² = 0.31, p < 0.01), as expected. Between the socioeconomic variables, the
number of people in the landscape (slope = -4.21, adj-R² = 0.15, p = 0.018) was negatively
correlated with richness. On the other hand, the size (slope = 3.57, adj-R² = 0.21, p < 0.01) and
the percentage of rural properties raising cattle (slope = 4.25, adj-R² = 0.11, p = 0.07) were
positively correlated with species richness.
Only three landscape variables presented an effect on mammal community composition.
The distance from the nearest protected area showed the largest effect on community
118
composition, with a positive response (Fig. 3A, slope: 0.001, adjust. R²: 0.30, p < 0.001).
Vegetation cover (slope: -0.0002, adjust. R²: 0.21, p < 0.001) and medium size of rural
properties (slope: -0.09, adjust. R²: 0.11, p: 0.03) also explained community composition, with
negative responses. It is possible to see on Figure 3B that while some species occur in all
distances from the protected area, there is a group of species which occurs preferentially close
to the protected area and a smaller group of species which occurs only in areas distant from the
protected area.
A
B
C
D
E
F
Figure 2. Linear models showing the effects of six explanatory variables (A, B, C, D, E and F) on mammal
communities’ richness. (A) Exposed soil. (B) Distance from the protected area. (C) Vegetation cover. (D)
Estimative of the number of people in each site. (E) Medium size of rural properties. (F) Percentage of
rural properties raising cattle.
Figure 3A. Linear model showing the effect of the distance of the landscape to the nearest protected area
on community composition (the first axis of a PCoA). B. Ordination of 32 mammal species presence-
absence in function of the distance of the landscape to the nearest strictly-protected area.
A B
p < 0.01 p=0.031 p < 0.01
p = 0.018 p=0.07 p < 0.01
119
Species richness (pseudo-R²=0.51), community composition (adj-R²=0.43) and
herbivore richness (pseudo-R²=0.54) were better fitted by the combined model (model 3) (Tab.
2). Omnivore richness (pseudo-R²=0.21) was better fitted by the structural features model
(model 1), while carnivore (pseudo-R²=0.16) and insectivore richness (R²=0.03) were better
fitted by the socioeconomic features model (model 2). In the case of insectivores all three
models showed small R-squared values. In general, although the combined model fitted
community patterns (richness and composition) better, the structural features had the larger
contributions to explain these patterns, as seen in the R-squared and the variation partitioning.
The socioeconomic features had smaller contributions and/or shared the explanation power with
the structural features. When accounting for guilds, the importance of socioeconomic features
increases when considering carnivores (Fig. 4), but in general is still restricted. Species richness
was the community pattern best fitted by the models, while insectivores’ richness was poorly-
explained.
Table 2. Adjusted coefficients and pseudo-coefficients of determination (Adj-R² for LMs and pseudo-R² for
GLMs) for each one of the three models (structural features, socioeconomic features and combined features)
with community patterns as response variables (first column). Marked in bold are the models which fitted
better each response variable. Results from variation partitioning are reported inside parentheses and refer
to the unique contribution of each model to explain the variation of the response variable. Negative values
are showed as 0.
Model 1
Structural
features
Model 2
Socioeconomic
features
Model 3
Structural and
socioeconomic features
Community structure
Richness 0.504 (0.39) 0.164 (0.02) 0.519 (0.13)
Composition 0.373 (0.14) 0.064 (0.05) 0.431 (0.10)
Guilds richness
Carnivore 0.03 (0.00) 0.16 (0.11) 0.11 (0.09)
Herbivore 0.51 (0.53) 0.00 (0.01) 0.54 (0.00)
Omnivore 0.21 (0.14) 0.07 (0.00) 0.19 (0.11)
Insectivore 0.00 (0.00) 0.03 (0.00) 0.00 (0.06)
120
Species richness
Guilds
Carnivore
Herbivore
Community composition
Omnivore
Insectivore
Fig. 4. Venn diagrams representing the variation partitioning results found for each of the three models
(1, 2 and 3) regarding variation in six response variables: species richness, community composition and
four guilds richness. Circle size is proportional to the R² obtained for each model (for values see Table 1).
Left circle (white) represents the contribution of the structural features model, the right circle (dark grey)
the contribution of the socioeconomic features model and the overlapping sections (light grey) the
contribution of the combined features model.
To investigate further, we explored the contributions of each one of the eight features
of the landscape to explain the response variables (Tab. 3). The medium size of rural properties
was the variable which contributed to explain more response variables (n=3), followed by the
distance from the nearest protected area, the area with exposed soil and the number of people
in the landscape (n=2). However, the distance from the nearest protected area (adj-R²=0.36 and
pseudo-R²=0.20) and the amount of exposed soil area (pseudo-R²=0.35 and 0.24) were the
variables which had more power of explanation. Only the percentage of properties raising cattle
did not contribute to explain any of the variance of the response variables. Carnivores and
omnivores’ richness was considerably less explained by landscape features alone than by the
models, while insectivore’s richness was considerably better explained by the distance from the
nearest protected area (pseudo-R²=0.20) and the distance from the nearest highway (pseudo-
R²=0.13) separately than by the models.
121
Table 3. Adjusted coefficients and pseudo-coefficients of determination (Adj-R² and pseudo-R²) for LMs
and GLMs run for each one of the eight explanatory variables (distance from the nearest protected area,
distance from the nearest highway, vegetation cover area, exposed soil area, number of people in the
landscape, medium size of rural properties, percentage of properties with cattle and domestic birds reared)
in function of community patterns (first column). Marked in bold are the variables which fitted better each
response variable. Results from variation partitioning are reported inside parentheses and refer to the
unique contribution of each variable to explain the variation of the response variable. Negative values are
showed as 0.
Structural measures Socioeconomic measures
Distance
protected
area
Distance
highway
Vegetation
cover
Exposed
soil
Number
of
people
Medium
size of
rural
properties
Properties
with cattle
Domestic
birds
reared
Community structure
Richness 0.12
(0.0)
0.04
(0.0)
0.31
(0.10)
0.35
(0.20)
0.15
(0.0)
0.21
(0.03)
0.07
(0.0)
0.00
(0.0)
Composition 0.36
(0.14)
0.07
(0.01)
0.24
(0.05)
0.12
(0.01)
0.20
(0.06)
0.19
(0.02)
0.00
(0.0.)
0.00
(0.0.)
Guilds richness
Carnivore 0.00
(0.00)
0.07
(0.08)
0.09
(0.03)
0.03
(0.03)
0.08
(0.00)
0.16
(0.03)
0.13
(0.00)
0.10
(0.05)
Herbivore 0.25
(0.04)
0.11
(0.03)
0.13
(0.00)
0.24
(0.13)
0.23
(0.10)
0.10
(0.02)
0.02
(0.00)
0.00
(0.00)
Omnivore 0.01
(0.12)
0.00
(0.00)
0.05
(0.06)
0.02
(0.03)
0.00
(0.09)
0.00
(0.00)
0.05
(0.04)
0.06
(0.09)
Insectivore 0.20
(0.07) 0.06
(0.00)
0.02
(0.00)
0.07
(0.02)
0.10
(0.00)
0.13
(0.07)
0.00
(0.02)
0.04
(0.03)
Species-level patterns
After investigating the influence of structural and socioeconomic features of the
landscape on mammal community patterns we explored their effects on mammal groups/taxa
and species abundance (Tab. 4). The occurrence patterns of species that were
widespread/abundant (present in more than 25 landscapes) or with low occurrence/high absence
(present in less than four landscapes) provided statistical models which were poor fitting.
Therefore, these species will not be included in our discussion, but the values of their tests can
be seen on Table S3.
Considering small groups of species (groups/taxa), the structural features model
(model1) explained their abundance better, although socioeconomic features constituted a
larger amount of the explained variance when comparing with community-level patterns. When
considering species, patterns were considerably different. Three species abundances were better
explained by the structural model (model 1), seven were better explained by the socioeconomic
model (model 2) and ten were better explained by the combined model (model 3). In this case,
in the contrary to what was seen at the community level, even when the combined model better
fitted the response variables, socioeconomic features showed an important contribution to
122
explain species abundance. The group Tayassuidae and the species T. tetradactyla and P. tajacu
were the ones which their abundance was better explained by the models, while the big cats
group and the species Dasypus sp. and Leopardus sp. had their abundance poorly-explained.
Table. 4. Pseudo-coefficients of determination (pseudo-R²) for each one of the three models (structural
features, socioeconomic features and combined features) run with five mammal groups/taxa and 21 species
abundance as response variables (first column). Marked in bold are the models which fitted better each
response variable. Results from variation partitioning are reported inside parentheses and refer to the
unique contribution of each model to explain the variation of the response variable. Negative values are
showed as 0. Values for all 32 species and 6 groups/taxa investigated can be seen on Table S3.
Abundance
Model 1
Structural
features
Model 2
Socioeconomic
features
Model 3
Structural and
socioeconomic features
Groups/taxa
Myrmecophagidae (2sp.) 0.192 (0.08) 0.137 (0.00) 0.113 (26.0)
Tayassuidae (2sp.) 0.386 (0.28) 0.241(0.00) 0.299 (0.22)
Primates (2sp.) 0.110 (0.14) 0.015 (0.01) 0.079 (0.04)
Leopardus (2sp.) 0.361 (0.40) 0.000 (0.00) 0.316 (0.00)
Big Felidae (2sp.) 0.067 (0.07) 0.000 (0.00) 0.000 (0.08)
Species
Bradypus variegatus 0.258 (0.12) 0.289 (0.09) 0.389 (0.13)
Tamandua tetradactyla 0.591(0.31) 0.056(0.00) 0.578(0.09)
Dasypus sp. 0.000 (0.00) 0.031 (0.00) 0.000 (0.03)
Euphractus sexcinctus 0.015(0.00) 0.158 (0.12) 0.078(0.08)
Mazama sp. 0.008(0.22) 0.127(0.39) 0.289(0.00)
Pecari tajacu 0.549(0.36) 0.376 (0.02) 0.557 (0.12)
Callithrix sp. 0.000(0.00) 0.378(0.53) 0.342(0.00)
Callicebus nigrifrons 0.099(0.04) 0.014(0.00) 0.041(0.08)
Chrysocyon brachyurus 0.000(0.00) 0.218(0.23) 0.152(0.07)
Leopardus pardalis 0.065(0.15) 0.100(0.14) 0.197(0.00)
Leopardus sp. 0.000(0.00) 0.072(0.00) 0.000(0.08)
Puma concolor 0.066(0.08) 0.142(0.13) 0.114(0.00)
Eira barbara 0.093(0.03) 0.129(0.04) 0.208(0.05)
Galictis cuja 0.000(0.00) 0.000(0.00) 0.000(0.04)
Lontra longicaudis 0.000(0.00) 0.000(0.00) 0.000(0.05)
Nasua nasua 0.275(0.33) 0.026(0.00) 0.148(0.13)
Sylvilagus brasiliensis 0.000(0.05) 0.132(0.26) 0.179(0.00)
Hydrochoerus hydrochaeris 0.000(0.04) 0.088(0.20) 0.105(0.00)
Cuniculus paca 0.066(0.03) 0.352(0.33) 0.382(0.11)
Dasyprocta sp. 0.000(0.13) 0.048(0.23) 0.288(0.00)
Coendou sp. 0.000(0.11) 0.221(0.35) 0.316(0.00)
Finally, we also explored the contribution of each landscape variable in explaining
groups/taxa and species abundance (Table S5). As showed with the models, structural variables
were the ones which explained better groups and taxa abundance. Distance from the nearest
protected area, the area with exposed soil and the number of people in the landscape (n=2) were
the variables which contributed more to explain the abundance of groups and taxa and also had
the greater explanatory power (pseudo-R²=0.37, 0.30 and 0.26 respectively). When considering
123
species, for 21 of them socioeconomic variables explained the variation better, while for 11
structural variables were more significant. Considering the socioeconomic variables, the
number of people and birds being reared in the landscape were the variables which explained
more (n=5) and best (pseudo-R²=0.38 and 0.22 respectively) the abundance of species.
Considering the structural variables, distance from the nearest protected area and the area
covered by native forest were more relevant (n=6 and n=3 respectively) and showed greater
power of explanation (pseudo-R²=0.42 and 0.24 respectively). Overall, the distance from the
nearest strictly-protected area was shown to be the more relevant variable explaining groups
and species abundance.
Considering groups and taxa, Tayassuidae (pseudo-R²=0.37) and Leopardus (pseudo-
R²=0.30) abundance was better explained by structural variables. Considering species, as seen
in the models, T. tetradactyla (pseudo-R²=0.42) and P. tajacu (pseudo-R²=0.50) were the ones
which had their abundance best explained by structural variables, while B. variegatus (pseudo-
R²=0.23) and C. brachyurus (pseudo-R²=0.22) abundance were the ones best explained by the
socioeconomic variables. Some species which were poorly-explained by the models (e.g.,
Cabassous sp., T. terrestris, T. pecari, P. onca), were better explained by a single variable (e.g.,
forest cover, number of people in the landscape).
In sum, our results show that communities of medium and large-size mammals respond
strongly to the structural and socioeconomic features of the landscape. Overall, structural
features of the landscape were shown to be more relevant in shaping mammal patterns at the
community-level and the taxa or groups-level (Tab. 2 and 3, Fig. 3, 4 and 5). In contrast,
socioeconomic features of the landscape were shown to be more relevant when accounting for
the species-level (Tab. 4 and S5). Our results show that both structural and socioeconomic
features affect medium and large terrestrial mammals’ patterns, but in different levels and point
to the relevance of considering socioeconomic features of the landscape when mitigating
impacts, planning social and economic development and managing and researching wildlife
species in rural landscapes.
Discussion
Community-level patterns
Mammal communities, and herbivores in particular, were shown to be affected by both
structural and socioeconomic features combined, although the contribution of socioeconomic
features for explaining community patterns was low when comparing models. In this case, the
124
simplest model fits better the observed patterns, which means that the structural variables are
enough to explain mammal species richness, community composition and herbivores and
omnivores’ richness. When investigating the role of each variable from both categories,
distance from the nearest protected area, area with exposed soil, number of people and size of
rural properties showed some relevance to predict communities and guilds patterns.
The distance from the nearest strictly-protected area was an important feature to predict
mammal communities and some guilds patterns, as these areas are generally the ones which
present the most preserved ecosystems, the larger support capacity and the safest areas for
wildlife in a landscape (e.g., from hunting, road kills, slash-and-burn) (Bruner et al. 2001,
Chape et al. 2005, Joppa, Loarie, and Pimm 2008). This result indicates the importance of
having large size protected areas in a landscape, especially when “land sharing” strategies (e.g.,
wildlife-friendly farming) are inexistent or few (Fischer et al. 2008). This finding is especially
relevant for Brazil, which has been struggling with the maintenance of protected areas at the
state and national levels (Bernard, Penna, and Araújo 2014). Developing strategies to decrease
the amount of exposed soil in the landscape also appear to be relevant to enhance mammal
community diversity. Areas with exposed soil, which offer no food or shelter for wildlife
(Pimentel and Kounang 1998), seem to generate negative responses in mammal species
especially in herbivores. Strategies to support restoration in degraded areas to land uses and
covers more suitable to wildlife (crops, silviculture, agroforests, etc. and when possible
restoring to native habitats) can have positive social and environmental effects (De Groot et al.
2013, Benayas et al. 2009).
The socioeconomic features of the landscape present a negative effect on community
composition and herbivore and carnivore richness, although the amount of people in a landscape
showed a low individual contribution to explain patterns in general. If highly populated areas
influence mammal communities and guilds negatively, urban and rural planning as well as
conservation plans should consider impacts from human presence on wildlife in its equations.
Improving human-wildlife coexistence to decrease negative effects on both sides should also
be considered in these landscapes.
The total amount of domestic birds being raised in the landscape showed relevance to
predicting omnivore presence, as many of these species feed on domestic birds as part of their
diet (Santos et al. 2003, Woodroffe et al. Rabinowitz 2005). These results reinforce the
importance of having large protected areas in the landscape with enough prey to support
medium and large omnivore and carnivore mammal species, preventing them of foraging in
125
farmlands. Other possibilities to omnivore management are technical support to farmers to
avoid losses and wildlife-friendly farming (Fischer et al. 2008; Madden 2004).
Carnivores seem to be more strongly affected by socioeconomic variables, specially by
the medium size of rural properties. The positive features of larger rural properties to mammal
communities, as the greater amount of vegetation cover (in Brazil rural properties must preserve
at least 20% of native habitat – federal law nº 12.651, Brasil 2012), the small number of people
circulating and making noise, and the availability of food resources can be used in favour of
mammal communities. For this, public policies can be built to enhance mammal’s protection in
these lands and prevent human-wildlife interactions with negative effects on wildlife. In the
same sense, as animal husbandry showed to be relevant to explain carnivores species presence,
avoiding such interactions should be management priority (Dickman 2010).
Groups and species-level patterns
The number of people living in the landscape appears to be widely affecting groups and
species. Anteaters and wild pigs in the group-level, and pacas, ocelots, big cats and maned
wolves in the species-level, seem to be negatively affected by this feature. Most of these animals
are known for, and can even change their behaviour to, avoid people (Gaynor et al. 2018). To
diminish the negative effects of peoples’ presence in the landscape, some strategies to manage
human activities can be agreed with inhabitants (e.g, time, noise and area restrictions) and
spatial planning of rural landscapes (e.g., delimitation of the number of people and activities in
certain areas) can be developed. Wild pigs and pacas are also one of the most hunted taxa in the
region (Chapter 3). Since hunting is illegal in Brazil, currently there is no assessment or
management of hunting activities. Further investigations should be carried to evaluate hunting
and other direct anthropogenic impacts on these taxa. Porcupines seem to increase in landscapes
where there are more people. This species was mentioned as being associated with crops by
local inhabitants (Chapter 3), which could explain the recorded pattern.
Carnivore and omnivore species, such as ocelots, big cats and the maned wolves, seem
to be influenced by the amount of cattle and domestic birds being raised in the landscape. The
same pattern, but much weaker, was seen when analysing at the guilds-level. The availability
of easy preys, as cattle and domestic birds, can be attractive to predators and an efficient source
of nutrition, which can even increase the abundance of these animals (Newsome et al. 2015,
Shehzad et al. 2015). The predation of animal husbandry by wild predators is frequent in the
region (Bagchi and Mishra 2006; Chapter 3). If predation increases, human retaliation to
126
wildlife may increase and jeopardize mammal conservation. This relation must be considered
when planning mammal’s management in rural landscapes. Large size species, such as jaguars
and capybaras, were found mostly in larger properties. The occurrence of other species, as
armadillos, tayras and agoutis seems also to be positively influenced to the increase in the size
of rural properties. As showed in our preliminary analysis and discussed above, landscapes with
larger rural properties present a set of specific features which could be influencing these species
(e.g., larger cattle and agricultural productions, more vegetation cover). Partnerships between
the private and public sectors to promote conservation actions in these large properties could
enhance mammal conservation in rural landscapes.
In general, the taxonomic groups investigated and some species in particular showed a
strong relation with more preserved environments as expected, since their natural habitats and
diets are associated with tropical forests (Goulart et al. 2009). Collared anteater, tapir and wild
pigs are known to depend on large areas with native forest (Cruz et al. 2014), as it can be found
in the strictly-protected areas. Coatis and raccoons also depend, in a certain degree, on native
vegetation (Goulart et al. 2009). It is known that environmental features of the landscape have
an intense influence on biological species and communities. Because of that, much research has
been done to increase our capacity of choosing environmental and structural features in a
landscape which are relevant to explain mammal community patterns and thus build better
models (Bowers & Matter 1997, Falcucci et al. 2007, Haddad et al. 2015, Barlow et al. 2016).
In the case of socioeconomic features, it is still very unclear which are the more relevant features
influencing wildlife and how each one of those features affects communities and species. In
this sense, is important to foster research to investigate the influence of socioeconomic features
of landscapes on wildlife patterns. Filling this gap may contribute to better direct management
plans and actions towards mammal conservation and local sustainable development.
The occurrence of some species seems not be influenced by landscape features
investigated, perhaps because they were too rare, as is the case of jaguarondis (H.
yagouaroundi), raccoon (P. cancrivorus) and white-lipped peccaries (T. pecari), or too
common in the investigated sites, as is the case of opossums (D. aurita) and tapetis (S.
brasiliensis). Species that were poorly recorded probably require more specific habitats and
environmental conditions, while species which showed large occurrence are known for being
generalists and adapting to all kinds of environmental conditions. For some species, as wild
dogs (C. thous) and lesser (Galictis cuja), features other than the ones investigated are likely to
be more relevant for their occurrence.
127
Conclusions
Socioeconomic features of rural landscapes marginally contributed to explain medium
and large-size mammal communities and guilds in our study. At this level, structural features
of the landscape, specially the distance from the protected area and exposed soil area, are the
main factors affecting mammal communities’ structure. Hence, socioeconomic features seem
to have a minor role at community and guilds-level. However, the same is not true when we
analyse lower levels. The socioeconomic features of the landscape showed an increasing
contribution at the groups and at the species-level. Carnivores and more than half of the species
and taxonomic groups investigated where similarly or more affected by socioeconomic than
structural features. This means that the characteristics of the human populations and activities
in each landscape combine with structural features in different levels to predict guilds and
species patterns. Our results show that, although socioeconomic features of landscapes are not
shaping mammal communities, they are playing important roles in determining species and
guilds dynamics in rural landscapes. These results bring an important awareness. Failing to
consider socioeconomic features when researching and managing mammal’s in anthropogenic
areas can lead to misinterpreted results and poorly based management decisions.
Acknowledgements
We thank all the participants in this research, without whom this work would not be possible.
We thank Ramon F. B. da Silva for providing the geoprocessed data from the Paraiba Valley
(Silva et al. 2017) that allowed us to quantify the different land uses in each of our sites. This
study was financed in part by the Coordenação de Aperfeiçoamento de Pessoal de Nível
Superior - Brasil (CAPES) – (Finance Code 001), the National Council for Scientific and
Technological Development (CNPq - Proc. No. 140040/2016-1), the São Paulo Research
Foundation (FAPESP - Proc. No. 2015/19439-8) and the Social Sciences and Humanities
Research Council (SSHRC, Canada) through the Community Conservation Research Network
(CCRN). In addition, our thanks go to CGCommons research group and Coordenadoria de
Centros e Núcleos Interdisciplinares de Pesquisa (COCEN) for administrative support.
128
Supplementary material
Table S1. Taxonomic classification of the 32 mammal species and the six groups/taxa identified in this
study. The total number of times the specie was identified, considering all landscapes, appears in the
second column.
Taxonomy (order/family/genus/specie)*
Nº of identifications
(n=300)
DIDELPHIMORPHIA
DIDELPHIDAE
Didelphis aurita (Wied-Neuwied, 1826) 255
PILOSA
BRADYPODIDAE
Bradypus variegatus Schinz, 1825 67
MYRMECOPHAGIDAE** 50
Myrmecophaga tridactyla Linnaeus, 1758 20
Tamandua tetradactyla (Linnaeus, 1758) 17
CINGULATA
DASYPODIDAE** 247
Cabassous sp. McMurtrie, 1831 67
Dasypus sp. Linnaeus, 1758 183
Euphractus sexcinctus (Linnaeus, 1758) 83
PERISSODACTYLA
TAPIRIIDAE
Tapirus terrestris (Linnaeus, 1758) 10
ARTIODACTYLA
CERVIDAE
Mazama sp. (Rafinesque, 1817) 108
TAYASSUIDAE** 56
Pecari tajacu (Linnaeus, 1758) 28
Tayassu pecari (Link, 1795) 17
PRIMATES**+ 102
ATELIDAE
Alouatta guariba (Humboldt, 1812) 31
CALLITRICHIDAE
Callithrix sp. (É. Geoffroy, 1812) 209
PITHECIIDAE
Callicebus nigrifrons (Spix, 1823) 49
CARNIVORA
CANIDAE
Cerdocyon thous (Linnaeus, 1766) 96
Chrysocyon brachyurus Illiger, 181 84
FELIDAE
Leopardus Gray, 1842** 138
129
Leopardus pardalis 34
Leopardus sp. (L. wiedii or L. guttulus) 19
“Big cats”**! 77
Panthera onca (Linnaeus, 1758) 7
Puma concolor (Linnaeus, 1771) 30
Herpailurus yagouaroundi (É. Geoffroy Saint-Hilaire, 1803) 16
MEPHITIDAE
Conepatus sp.⁑ Gray, 1837 8
MUSTELIDAE
Eira barbara (Linnaeus, 1758) 21
Galictis cuja (Molina, 1782) 83
Lontra longicaudis (Olfers, 1818) 143
PROCYONIDAE
Nasua nasua (Linnaeus, 1766) 91
Procyon cancrivorus (G. Cuvier, 1798) 6
LAGOMORPHA
LEPORIDAE
Sylvilagus brasiliensis (Linnaeus, 1758) 221
RODENTIA
CAVIIDAE
Hydrochoerus hydrochaeris (Linnaeus, 1766) 167
CUNICULIDAE
Cuniculus paca (Linnaeus, 1766) 121
DASYPROCTIDAE
Dasyprocta sp. Illiger, 1811 18
ERETHIZONTIDAE
Coendou sp. Lacépède, 1799 175
SCIURIDAE
Sciurus aestuans Linnaeus, 1766 49
*Taxonomic identification was set by crossing interviewed species description and the available scientific data
regarding taxa occurrence in the region.
**The number of identifications refers to the sum between specific identifications (species-level) and general
identifications (order/family/genus-level). + Except Callithrix sp. !Only Panthera onca and Puma concolor. ⁑ We consider the presence of Conepatus sp. (jaratataca ou zorrilho) as probable in the study area. There is no
consensus about the occurrence of this species in the area in the scientific literature (Kasper et al. 2009, Cavalcanti
et al. 2013, Kasper et al. 2013). However, Kasper e colleagues (2009) discuss a possible expansion in the
distribution of this taxon to forested area of the mountainous Serra do Mar, as observed for Chrysocyon
brachyurus.
130
Table S2. The thirty-two medium and large size mammal species identified in the study divided in four
guilds: carnivore, herbivore/frugivore, omnivore and insectivore. Guilds classification was based on (Paglia
et al. 2012). We reassembled species with too specific guild’s classifications to avoid trophic categories with
only one species (e.g, Lontra longicaudis from the piscivore to the carnivore guild). When two or more
categories were assigned to a specific species, we choose the one which represents the major proportion of
the species’ diet. We also merged herbivore and frugivore guilds since most species where classified as being
from both guilds.
Guilds Species
Carnivore Chrysocyon brachyurus; Leopardus pardalis; Leopardus sp.; Panthera onca; Puma
concolor; Herpailurus yagouaroundi; Galictis cuja; Lontra longicaudis.
Herbivore/
Frugivore
Bradypus variegatus; Tapirus terrestris; Mazama sp.; Tayassu pecari; Pecari tajacu;
Alouatta guariba; Callithrix sp.; Callicebus nigrifrons; Cuniculus paca; Dasyprocta sp.;
Hydrochoerus hydrochaeris; Coendou sp.; Sylvilagus brasiliensis
Omnivore Didelphis aurita; Cerdocyon thous; Eira Barbara; Nasua nasua; Procyon cancrivorus.
Insectivore Cabassous sp.; Dasypus sp.; Euphractus sexcinctus; Tamandua tetradactyla;
Myrmecophaga tridactyla; Conepatus chinga.
Table S3. Pearson’s correlation values for landscape variables.
Landscape variables Correlation
value
Distance from the nearest protected area
Distance from the nearest big cities
(placed in opposite sides of the landscape) -0.967
Agriculture 0.6
Construction 0.5
Average size of rural properties
Distance from the nearest highway 0.51
Vegetation cover 0.64
Percentage of properties rearing cattle 0.50
Percentage of properties rearing horses 0.62
Vegetation cover Grass cover -0.57
Silviculture Percentage of properties rearing cattle -0.54
131
Table S4. Pseudo-coefficients of determination (pseudo-R²) for each one of the three models (structural
features, socioeconomic features and combined features) run with six mammal groups/taxa and 32 species
relative abundance as response variables (first column). Marked in bold are the models which fitted better
each response variable. Results from variation partitioning are reported inside parentheses and refer to the
unique contribution of each model to explain the variation of the response variable. Negative values are
showed as 0.
Relative abundance
Model 1
Structural
features
Model 2
Socioeconomic
features
Model 3
Structural and
socioeconomic features
Groups/taxa
Myrmecophagidae (2sp.) 0.192 (0.08) 0.137 (0.00) 0.113 (26.0)
Cingulata (3sp.) 0.000 (0.00) 0.035 (0.00) 0.000 (0.06)
Tayassuidae (2sp.) 0.386 (0.28) 0.241(0.00) 0.299 (0.22)
Primates (2sp.) 0.110 (0.14) 0.015 (0.01) 0.079 (0.04)
Leopardus (2sp.) 0.361 (0.40) 0.000 (0.00) 0.316 (0.00)
Big Felidae (2sp.) 0.067 (0.07) 0.000 (0.00) 0.000 (0.08)
Species
Didelphis aurita 0.000 (0.06) 0.000 (0.08) 0.008 (0.00)
Bradypus variegatus 0.258 (0.12) 0.289 (0.09) 0.389 (0.13)
Myrmecophaga tridactyla 0.000 (0.00) 0.005 (0.00) 0.000 (0.04)
Tamandua tetradactyla 0.591(0.31) 0.056(0.00) 0.578(0.09)
Cabassous sp. 0.044(0.01) 0.033(0.01) 0.000(0.10)
Dasypus sp. 0.000 (0.00) 0.031 (0.00) 0.000 (0.03)
Euphractus sexcinctus 0.015(0.00) 0.158 (0.12) 0.078(0.08)
Tapirus terrestris 1.000(0.25) 0.218 (0.00) 1.000 (0.10)
Mazama sp. 0.008(0.22) 0.127(0.39) 0.289 (0.00)
Pecari tajacu 0.549(0.36) 0.376 (0.02) 0.557 (0.12)
Tayassu pecari 0.531(0.23) 0.460(0.02) 1.000(0.09)
Alouatta guariba 0.000(0.00) 0.000(0.00) 0.000(0.00)
Callithrix sp. 0.000(0.00) 0.378(0.53) 0.342(0.00)
Callicebus nigrifrons 0.099(0.04) 0.014(0.00) 0.041(0.08)
Cerdocyon thous 0.000 (0.00) 0.000 (0.00) 0.000 (0.03)
Chrysocyon brachyurus 0.000(0.00) 0.218(0.23) 0.152(0.07)
Leopardus pardalis 0.065(0.15) 0.100(0.14) 0.197(0.00)
Leopardus sp. 0.000(0.00) 0.072(0.00) 0.000(0.08)
Panthera onca 0.000(0.00) 0.046(0.00) 0.000(0.03)
Puma concolor 0.066(0.08) 0.142(0.13) 0.114(0.00)
Herpailurus yagouaroundi 0.379(0.11) 0.512(0.25) 0.681(0.00)
Conepatus sp. 0.474(0.26) 0.000(0.00) 1.000(0.00)
Eira barbara 0.093(0.03) 0.129(0.04) 0.208(0.05)
Galictis cuja 0.000(0.00) 0.000(0.00) 0.000(0.04)
Lontra longicaudis 0.000(0.00) 0.000(0.00) 0.000(0.05)
Nasua nasua 0.275(0.33) 0.026(0.00) 0.148(0.13)
Procyon cancrivorus 0.377(0.16) 0.329(0.11) 1.000(0.00)
Sylvilagus brasiliensis 0.000(0.05) 0.132(0.26) 0.179(0.00)
Hydrochoerus hydrochaeris 0.000(0.04) 0.088(0.20) 0.105(0.00)
Cuniculus paca 0.066(0.03) 0.352(0.33) 0.382(0.11)
Dasyprocta sp. 0.000(0.13) 0.048(0.23) 0.288(0.00)
Coendou sp. 0.000(0.11) 0.221(0.35) 0.316(0.00)
132
Table. S5. Pseudo-coefficients of determination (pseudo-R²) for GLMs run for each one of the eight explanatory
variables (number of people in the landscape, medium size of rural properties, percentage of properties with cattle
and domestic birds reared) in function of five mammal groups/taxa and 32 species abundance as response variables
(first column). Marked in bold are the variables which fitted better each response variable. Results from variation
partitioning are reported inside parentheses and refer to the unique contribution of each variable to explain the
variation of the response variable. Negative values are showed as 0.
Structural measures Socioeconomic measures
Distance
protected
area
Distance
highway
Vegetation
cover
Exposed
soil
Number
of
people
Medium
size of
rural
properties
Properties
with
cattle
Domestic
birds
reared
Groups/taxa
Myrmecophagidae
(2sp.)
0.080 0.003 0.096 0.213 0.142 0.131 0.000 0.000
(0.00) (0.00) (0.01) (0.20) (0.02) (0.06) (0.05) (0.00)
Cingulata (3sp.) 0.000 0.000 0.012 0.000 0.000 0.000 0.000 0.078
(0.00) (0.02) (0.04) (0.00) (0.00) (0.03) (0.00) (0.03)
Tayassuidae (2sp.) 0.370 0.222 0.187 0.054 0.262 0.141 0.040 0.056
(0.10) (0.08) (0.04) (0.00) (0.04) (0.00) (0.00) (0.00)
Primates (2sp.) 0.160 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 0.011 0.000
(0.28) (0.00) (0.00) (0.02) (0.00) (0.00) (0.12) (0.00)
Leopardus (2sp.) 0.125 0.000 0.000 0.307 0.000 0.000 0.000 0.000
(0.03) (0.00) (0.01) (0.30) (0.00) (0.00) (0.00) (0.00)
Big Felidae (2sp.) 0.067 0.004 0.096 0.066 0.021 0.075 0.003 0.000
(0.00) (0.00) (0.03) (0.02) (0.00) (0.02) (0.00) (0.00)
Species
Didelphis aurita 0.020 0.000 0.000 0.000 0.026 0.000 0.000 0.000
(0.04) (0.00) (0.00) (0.00) (0.08) (0.00) (0.00) (0.00)
Bradypus
variegatus
0.000 0.136 0.025 0.000 0.068 0.045 0.232 0.151
(0.05) (0.30) (0.09) (0.02) (0.00) (0.00) (0.09) (0.06)
Myrmecophaga
tridactyla
0.000 0.055 0.000 0.000 0.072 0.042 0.000 0.000
(0.00) (0.01) (0.00) (0.00) (0.00) (0.00) (0.00) (0.00)
Tamandua
tetradactyla
0.425 0.000 0.107 0.292 0.115 0.094 0.000 0.000
(0.14) (0.00) (0.00) (0.12) (0.00) (0.00) (0.00) (0.00)
Cabassous sp. 0.000 0.004 0.000 0.022 0.000 0.000 0.000 0.124
(0.00) (0.06) (0.07) (0.11) (0.00) (0.00) (0.00) (0.17)
Dasypus sp. 0.000 0.000 0.000 0.000 0.014 0.000 0.000 0.099
(0.00) (0.00) (0.00) (0.00) (0.00) (0.00) (0.00) (0.05)
Euphractus
sexcinctus
0.012 0.000 0.083 0.041 0.000 0.088 0.000 0.036
(0.00) (0.00) (0.03) (0.00) (0.04) (0.24) (0.03) (0.11)
Tapirus terrestris 0.417 0.058 0.057 0.302 0.087 0.001 0.000 0.078
(0.18) (0.14) (0.00) (0.04) (0.06) (0.00) (0.00) (0.07)
Mazama sp. 0.026 0.000 0.000 0.055 0.000 0.000 0.000 0.150
(0.04) (0.01) (0.00) (0.03) (0.00) (0.07) (0.01) (0.14)
Pecari tajacu 0.500 0.154 0.330 0.157 0.331 0.104 0.015 0.118
(0.09) (0.01) (0.09) (0.02) (0.05) (0.00) (0.00) (0.02)
Tayassu pecari 0.394 0.129 0.389 0.241 0.188 0.037 0.000 0.217
(0.01) (0.00) (0.08) (0.04) (0.00) (0.00) (0.04) (0.08)
Alouatta guariba 0.000 0.000 0.004 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000
(0.00) (0.00) (0.03) (0.00) (0.00) (0.00) (0.01) (0.00)
Callithrix sp. 0.000 0.000 0.000 0.000 0.022 0.093 0.017 0.082
(0.00) (0.00) (0.00) (0.00) (0.01) (0.12) (0.18) (0.11)
Callicebus
nigrifrons
0.113 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000
(0.19) (0.01) (0.00) (0.04) (0.07) (0.00) (0.00) (0.02)
Cerdocyon thous 0.000 0.000 0.000 0.035 0.000 0.000 0.000 0.000
(0.00) (0.00) (0.00) (0.09) (0.00) (0.00) (0.00) (0.00)
Chrysocyon
brachyurus
0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 0.080 0.220
(0.02) (0.05) (0.00) (0.00) (0.00) (0.00) (0.07) (0.24)
Leopardus pardalis 0.052 0.000 0.015 0.064 0.166 0.103 0.000 0.000
(0.05) (0.05) (0.00) (0.01) (0.07) (0.00) (0.00) (0.00)
133
Leopardus sp. 0.000 0.000 0.000 0.013 0.025 0.000 0.000 0.067
(0.00) (0.00) (0.00) (0.01) (0.01) (0.00) (0.02) (0.05)
Panthera onca 0.000 0.000 0.000 0.000 0.024 0.103 0.000 0.000
(0.00) (0.00) (0.00) (0.00) (0.00) (0.01) (0.00) (0.00)
Puma concolor 0.042 0.061 0.117 0.000 0.014 0.081 0.154 0.080
(0.00) (0.00) (0.05) (0.00) (0.00) (0.00) (0.03) (0.04)
Herpailurus
yagouaroundi
0.000 0.103 0.100 0.015 0.000 0.058 0.194 0.151
(0.03) (0.08) (0.03) (0.00) (0.12) (0.05) (0.05) (0.12)
Conepatus sp. 0.035 0.144 0.066 0.022 0.000 0.000 0.000 0.000
(0.02) (0.06) (0.10) (0.00) (0.00) (0.00) (0.00) (0.00)
Eira barbara 0.010 0.066 0.044 0.070 0.035 0.183 0.082 0.000
(0.00) (0.05) (0.00) (0.05) (0.00) (0.04) (0.00) (0.00)
Galictis cuja 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 0.000 0.007 0.000
(0.00) (0.00) (0.00) (0.00) (0.00) (0.00) (0.00) (0.00)
Lontra longicaudis 0.000 0.000 0.000 0.011 0.000 0.026 0.000 0.000
(0.00) (0.00) (0.00) (0.00) (0.00) (0.03) (0.00) (0.00)
Nasua nasua 0.162 0.125 0.256 0.029 0.090 0.090 0.000 0.000
(0.02) (0.04) (0.17) (0.00) (0.00) (0.01) (0.00) (0.00)
Procyon
cancrivorus
0.019 0.000 0.135 0.056 0.000 0.051 0.024 0.000
(0.05) (0.00) (0.09) (0.00) (0.10) (0.07) (0.00) (0.00)
Sylvilagus
brasiliensis
0.018 0.000 0.000 0.000 0.017 0.000 0.000 0.000
(0.04) (0.00) (0.00) (0.00) (0.22) (0.10) (0.00) (0.04)
Hydrochoerus
hydrochaeris
0.000 0.000 0.046 0.000 0.084 0.168 0.000 0.000
(0.00) (0.00) (0.08) (0.00) (0.00) (0.11) (0.00) (0.00)
Cuniculus paca 0.000 0.013 0.113 0.047 0.389 0.182 0.138 0.023
(0.00) (0.00) (0.07) (0.03) (0.18) (0.00) (0.01) (0.00)
Dasyprocta sp. 0.000 0.000 0.000 0.039 0.000 0.066 0.000 0.000
(0.00) (0.00) (0.00) (0.04) (0.02) (0.14) (0.00) (0.00)
Coendou sp. 0.000 0.000 0.040 0.000 0.079 0.000 0.000 0.000
(0.00) (0.00) (0.09) (0.00) (0.32) (0.17) (0.00) (0.04)
134
CAPÍTULO 5
Desafios para um diagnóstico da Caça no Brasil e na região Centro-Sul:
Uma Revisão Bibliográfica1
Camila A. Islas1, Luciano M. Verdade² & Cristiana S. Seixas³
1 Universidade Estadual de Campinas/ UNICAMP, Instituto de Biologia/IB, Grupo de pesquisa em gestão e
conservação de recursos naturais/ CGcommons, Campinas-SP, 13083-867, Brasil
² Universidade de São Paulo / USP, Centro de energia nuclear na agricultura /CENA, Laboratório de Ecologia
Isotópica, Piracicaba-SP, 13416-000, Brasil
³ Universidade Estadual de Campinas/ Unicamp, Núcleo de Estudos e Pesquisas Ambientais/ NEPAM, Grupo de
pesquisa em gestão e conservação de recursos naturais/ CGcommons, Campinas-SP, 13083-867, Brasil
[email protected]; [email protected]; [email protected]
Resumo: Desde a implementação da Lei de Proteção à Fauna em 1967, houve grandes
transformações no uso e cobertura da terra, com consequências sociais, ambientais e
econômicas em diversos níveis, do indivíduo às paisagens. Neste estudo, realizamos uma
revisão de literatura dos estudos que abordam a caça no Brasil e investigamos se há evidências
de que as transformações no uso da terra na região Centro-Sul do Brasil modificaram a cultura
da caça nessa região. Revisamos na base de dados Google Acadêmico, por relevância e depois
entre os mais recentes (2010-2017), os primeiros 20 artigos encontrados para onze palavras-
chave em inglês e português relacionadas à caça. Avaliamos 440 documentos. Destes, 73
tratavam da caça ou de caçadores no Brasil e apenas 41 avaliaram as atividades de caça e/ou o
perfil dos caçadores. O conjunto dos 41 documentos, publicados entre 1998 e 2017, foi
analisado em detalhe. A grande maioria das pesquisas foi realizada nas regiões Norte e Nordeste
(n=28), dentro de unidades de conservação (n=18) ou em áreas rurais (n=17). Apenas 13
pesquisas foram realizadas na região Centro-Sul do Brasil, das quais 8 foram em unidades de
conservação. Apenas quatro pesquisas apresentam evidências sobre mudanças nas atividades
de caça (e.g., espécies-alvo, técnicas de caça) ou no perfil do caçador (e.g., de uma caça de
subsistência para uma caça esportiva) na região Centro-Sul do Brasil possivelmente
relacionadas a mudanças no uso da terra. Apesar de haver indícios sobre mudanças na cultura
1 Este artigo está formatado nas normas da revista Biodiversidade Brasil.
135
da caça na literatura, há poucos estudos sobre o Brasil e a região Centro-Sul para avaliar se as
atividades de caça ou o perfil do caçador mudaram. Sendo a caça uma atividade relevante do
ponto de vista ecológico-evolutivo, social, cultural e econômico, apontamos a necessidade de
geração de conhecimento sólido em diferentes regiões do Brasil que possibilite a gestão
adaptativa da atividade.
Palavras-chaves: Caçadores; Revisão de literatura; Gestão da caça; Mudanças no uso da terra
Abstract: Since the implementation of the Wildlife Protection Federal Law in 1967, major
transformations on land use and cover have been observed, with social, environmental and
economic implications at several spatial levels, from the individual to the landscape. In this
study, we conducted a literature review of studies about hunting in Brazil and we investigate if
there are evidences linking changes in the hunting culture related to changes in land use in the
Centre-South region of Brazil. We reviewed the first twenty documents found at Google
Scholar database (for relevance and between the period 2010-2017) for eleven relevant
keywords related to hunting in English and Portuguese. We evaluated 440 documents. Between
them, 73 approached hunting or hunters in Brazil and only 41 assessed hunting activities and
hunters’ profile. From this last group of documents, they were published between 1998 and
2017, and the vast majority were conducted in the North and Northeast (n=28) regions of Brazil,
mainly inside protected areas (n=18) and rural areas (n=17). Only 13 researches were conducted
in the Centre-South region of Brazil, eight inside protected areas. Four researches present
evidences of changes in hunting activities (e.g., target species, hunting techniques) or in the
profile of the hunters (e.g., from subsistence hunting to sport hunting) in the Central-South
region of Brazil possibly related to changes in land use. Although there is evidence in the
literature of changes in hunting culture, there are few studies on Brazil and the Centre-South
region to assess whether hunting activities or hunters’ profile have changed. As hunting is a
relevant activity from the ecological-evolutionary, social, cultural and economic points of view,
we highlight the need for producing solid knowledge in different regions of Brazil to support
adaptive management of hunting.
Key-words: Hunters; Literature review; hunting management; lands use changes
136
Introdução
A caça é considerada ilegal no país desde 1967 pela Lei Federal n° 5.197 (Brasil, 1967), exceto
em poucos casos onde é regulamentada. Desde então, a atividade se consolidou como um dos
maiores tabus ambientais do Brasil. A fiscalização ineficiente e o enraizamento cultural da
atividade dificultaram o banimento completo da mesma desde o estabelecimento da Lei. Sabe-
se que a atividade ainda é realizada para subsistência, controle, comércio e esporte (Verdade
2004, Palmeira et al. 2008, El Bizri et al. 2015, Van Vliet et al. 2015, Mendonça et al. 2016).
No entanto, a falta de dispositivos de confidencialidade e sigilo profissional para os biólogos
prejudicam seu estudo (Verdade & Seixas 2013). Não é surpresa, portanto, que a abrangência,
características e magnitude dessa atividade, bem como as mudanças que sofreu ao longo dos
últimos 50 anos sejam pouco conhecidas.
As transformações no uso e cobertura da terra no país, desde a implementação da Lei de
Proteção à Fauna em 1967, tiveram consequências sociais, ambientais e econômicas. Dois
elementos significativos ao contexto da caça destacam-se nesse processo: a expansão agrícola,
com consequente transformação dos habitats naturais, e o êxodo rural. A partir dos anos 1960,
consolida-se um processo de modernização do campo, com a implantação de um setor industrial
voltado para a agricultura mecanizada (Teixeira 2005, Matos & Pessoa 2011). O crédito rural
e programas associados surgem como incentivos governamentais a esse processo (e.g.
PROÁLCOOL - Programa Nacional do Álcool, PROPEC - Programa Nacional de
Desenvolvimento da Pecuária), aumentando consideravelmente a produção agrícola (Mueller
1992, Matos & Pessoa 2011). Nesse momento, também é incentivado o desenvolvimento
tecnológico do setor por meio de Universidades e Institutos de Pesquisa (e.g., criação da
Empresa Brasileira de Pesquisa Agropecuária - EMPRABA) (Pessôa & Bonelli 1998). Entre
1970 e 2016, a produção anual de soja no país passou de cerca de 2 para 95,7 milhões de
toneladas; a produção de cana de 70 para 700 milhões de toneladas; e os rebanhos bovinos de
78 para 215 milhões de cabeças (IBGE 2009, IBGE 2017a; IBGE 2017b). Para comportar essa
expansão, a área usada para a produção agropecuária passou de 189 para mais de 275 milhões
(cerca de 64Mi de hectares para agricultura e 211Mi para pecuária, 35% da área do Brasil) em
30 anos (1970-2010) (Sparovek et al. 2011, IBGE 2016, IBGE 2017c). A região Centro-Sul do
Brasil foi a que sofreu os maiores efeitos dessas transformações (Oliveira et al. 2007). Estima-
se que até 2022 mais 7 milhões de hectares sejam utilizados para agricultura e a produção de
carne bovina aumente em quase 3 milhões de toneladas (Gasques et al. 2012).
137
A região Centro-Sul compreende cinco dos seis biomas Brasileiros: Cerrado, Mata Atlântica,
Amazônia, Pampa e Pantanal. Entre 1985 e 2005, estima-se que o Cerrado perdeu
aproximadamente 42% da sua área (Grecchi et al. 2014). De 1970 a 1996, o Pampa perdeu 25%
de suas áreas naturais (Overbeck et al. 2007). Em uma direção oposta, a Mata Atlântica tem
mostrado um aumento da cobertura vegetal em algumas áreas principalmente no período de
1980 a 2000 (Lira et al. 2012, Da Silva et al. 2017), com uma estimativa atual de 28% de
cobertura vegetal remanescente (Rezende et al. 2018). Consequências diretas do processo de
transformação dessas áreas naturais em agrícolas (IBGE 2016) foram a extinção local de
espécies, alterações populacionais das espécies remanescentes e consequente mudança na
composição das comunidades (Magnusson 2006, Verdade et al. 2014, Verdade et al. 2016).
Além disso, aumentou o acesso das populações humanas aos remanescentes naturais e,
consequentemente, aos animais cinegéticos (Turner and Corlett, 1996). Ainda assim, as
paisagens agrícolas têm alto valor para a conservação, pois abrigam e alimentam diversas
espécies silvestres que se adaptaram ou se aclimataram a esses ambientes (Verdade et al. 2014).
Por isso, essas paisagens são palco propício às atividades de caça.
Com os benefícios da expansão agrícola e do crescimento da economia nacional voltados
principalmente para as grandes propriedades, a produção em pequena escala foi sendo
inviabilizada e as propriedades sendo vendidas e agregadas a propriedades maiores,
aumentando a concentração de terras e estimulando a migração da população do campo para as
cidades (Delgado 1985, Teixeira 2005, Matos & Pessoa 2011). A mecanização da agricultura,
a expansão das grandes cidades e a substituição das plantações de café por pastagem também
são fatores que impulsionaram o êxodo rural. Entre os anos 1960 e 1980, a região Sul do Brasil
(RS, SC e PR) perdeu 45% de sua população rural e a região Sudeste (SP, RJ, ES e MG) sofreu
com uma emigração de mais de 10 milhões de pessoas (Camarano & Abramovay 1999, Matos
& Pessoa 2011). Em seguida, o Centro-Oeste (MT, MS e GO) sofreu uma desruralização de
35% em relação à população total da década de 1970 e posteriormente de 48% da população
restante, devido à baixa necessidade de mão de obra da soja e da pecuária no Cerrado
(Camarano & Abramovay 1999, Matos & Pessoa 2011). Em 2010, a taxa de urbanização no
Brasil alcançou 84,40% comparada aos 56% dos anos 1970 (IBGE 2017a). Como resultado do
êxodo rural, o espaço deixado pelos produtores e trabalhadores rurais que abandonaram suas
terras em busca de empregos nas cidades ou nas zonas de expansão da fronteira agrícola, foram
preenchidos por trabalhadores importados de outras regiões do Brasil, transformando os
sistemas culturais dessas regiões (Palmeira 1989, Gonçalves Neto 1997, Matos & Pessoa 2011).
138
Com base no cenário apresentado, nossa hipótese é de que as mudanças no uso da terra nas
áreas do Centro-Sul do Brasil, considerando a intensificação agrícola e o êxodo rural das
famílias de baixa renda, têm levado a uma mudança das características da caça e do perfil do
caçador nessa região. Aqui, avaliamos os estudos existentes sobre a caça no Brasil e
investigamos nesses estudos uma possível relação entre as mudanças no uso da terra que
ocorreram na região Centro-Sul do Brasil e a cultura da caça.
2. Métodos
Revisamos na base de dados do Google Scholar os primeiros 20 documentos encontrados por
relevância para cada uma das seguintes palavras-chave: “caça ilegal”, “caça de subsistência”,
“caça esportiva”, “caça recreacional”, “caça Brasil”, “caçadores”, “Brazilian hunters”, “wildlife
poaching Brazil”, “illegal hunting Brazil”, “recreational hunting Brazil” e “subsistence hunting
Brazil”. Nas buscas, selecionamos a partir do título e do resumo as pesquisas que mencionavam
ou tratavam da caça ou do caçador no Brasil, sem qualquer outra restrição. Após a primeira
seleção, para cada palavra-chave foi selecionado o período de 2010 a 2017 e conferidos os
primeiros 20 documentos. Realizamos este segundo procedimento na procura de artigos com a
mesma pertinência que não tivessem sido encontrados nas buscas anteriores devido a sua
recente publicação. Destacamos que na segunda busca encontramos apenas cinco novos
estudos.
Em uma primeira etapa de análise, avaliamos todos os documentos encontrados que se referiam
à caça no Brasil e selecionamos apenas os que avaliavam as atividades de caça ou o perfil do
caçador. Do conjunto de estudos selecionados, fizemos uma primeira avaliação para que
pudéssemos ter uma perspectiva das pesquisas existentes sobre o tema em todo o território
nacional e material para comparação. Analisamos os seguintes aspectos: relevância para o tema,
tipo de documento (e.g., artigo, tese, relatório), estado da União no qual o estudo foi realizado,
descrição da área de estudo, objetivo do estudo, métodos e desenho amostral utilizados, espécies
investigadas e principais resultados. Finalmente, em uma terceira fase de investigação,
utilizando esse mesmo conjunto de documentos, realizamos um recorte das pesquisas
conduzidas na região Centro-Sul para avaliar, uma possível relação entre as mudanças no uso
da terra e a cultura da caça nessa região. A região Centro-Sul é uma das três macrorregiões
geoeconômicas do Brasil, composta pelos estados das regiões Sul e Sudeste (com exceção do
norte de Minas Gerais), além dos estados de Goiás, Mato Grosso do Sul, Distrito Federal e do
139
sul dos estados de Tocantins e Mato Grosso (IBGE 2018) (para a nossa análise consideramos
estes últimos dois estados além de Minas Gerais em sua totalidade) (Figura 1). Realizamos este
recorte porque essa região geoeconômica sofreu em maior intensidade os processos de expansão
agrícola e êxodo rural e possui, atualmente, o maior índice de uso da terra para agricultura e
pecuária (Oliveira et al. 2007, Camarano & Abramovay 1999). Sendo assim, é a região do país
onde possivelmente ocorreu a interação mais expressiva entre mudança no uso da terra e na
cultura da caça desde os anos 1960 até o presente.
Resultados
Literatura científica que trata sobre a caça no Brasil
Avaliamos 440 títulos e resumos. Destes, 73 (68 da primeira busca e 5 da segunda)
foram selecionados para uma leitura mais aprofundada por se adequarem ao nosso primeiro
recorte (tratar da caça ou de caçadores no Brasil). Apenas 41 destes estudos se propuseram
avaliar as atividades de caça (e.g., número de animais e biomassa retiradas do ecossistema,
número de armadilhas e caçadores encontradas, identificação de espécies cinegéticas e fins
utilizados), seus efeitos (e.g., abundância de animais em locais com diferentes pressões de caça)
ou o perfil dos caçadores (e.g., renda, escolaridade, gênero) em alguma parte do território
brasileiro, possuindo potencial para contribuir para um diagnóstico geral da atividade. Os outros
32 estudos abordaram temas relacionados à caça, mas que não eram relevantes no contexto
deste trabalho, como pesquisas que discutem teoricamente a atividade ou realizam revisão sobre
o tema (n=9), que apenas apresentam a caça como ameaça a um táxon (n=9), que não tem a
caça como tema principal, porém coletam dados indiretamente (n=2); e que avaliam aspectos
que não são relacionados diretamente à caça ou o perfil do caçador (n=12).
Estudos que avaliam a caça e o perfil do caçador no Brasil e na região Centro-Sul
Dentre os 41 estudos que se propõem a avaliar a caça e o perfil do caçador, 34 são artigos, seis
são teses e um é relatório, tendo 15 sido publicados entre 1998 e 2007 e 26 entre 2008 e 2017.
Não encontramos estudos cuja coleta de dados tenha sido anterior a 1987 o que restringiu nossa
análise. Entre os estudos há 33 primeiros autores diferentes que, no entanto, colaboram em
vários dos outros estudos, apontando para um número relativamente pequeno de grupos de
pesquisas publicando sobre o tema. A maioria das pesquisas tratou conjuntamente de
mamíferos, aves e répteis (n=23), cinco pesquisas trataram conjuntamente apenas de mamíferos
140
e aves (n= 5); três apenas de aves e dez apenas de mamíferos. Seis estudos trataram apenas de
uma espécie, gênero ou grupo específico de mamíferos: paca (Cuniculus paca), puma (Puma
concolor), tatus (Euphractus sexcinctus e Dasypus novemcinctus), porcos-do-mato (Tayassu
pecari e Pecari tajacu) e javali (Sus scrofa) e primatas (8 espécies).
Tabela 1. Objetivo, características da coleta de dados e referências dos estudos encontrados na revisão de
literatura que avaliam atividades de caça ou o perfil do caçador no Brasil (n=41).
Objetivo Características da coleta de
dados Referências
Estudos que quantificam
as atividades de caça e
avaliam diferentes
aspectos da atividade
(n=25)
Coletam dados diretos sobre as
atividades de caça (n=14)
Costa Neto 2000; De Souza-Mazurek et al.
2000; Peres 2000; Desbiez et al. 2011; Rosas
& Drumond 2007; Terra 2007; Nobre 2007;
Valsecchi & do Amaral 2010; Peters et al.
2011; Vieira 2013; Valsecchi et al. 2014; Van
Vliet et al. 2014; El Bizri et al. 2015;
Mendonça et al. 2016
Utilizam bancos de dados ou
plataformas online
(e.g., apreensões da polícia
ambiental) (n=4)
Fuccio et al. 2003; Ramos 2013; Chagas et al.
2015 e Sousa & Srbek-Araujo 2017
Estudos que avaliam o
efeito das atividades de
caça sobre as populações
silvestres indiretamente
(sem quantificar) (n=7)
Chiarello 2000; Cullen Jr. et al. 2000; Peres
2001; Pianca 2004; Calouro 2005; Araújo et
al. 2008; Mazolli et al. 2002
Estudos que investigam
características da caça
(e.g., espécies, técnicas,
etc.) (n=16)
Investigam o perfil
socioeconômico dos caçadores
(e.g., gênero, idade, renda)
(n=10)
Alves et al. 2009; Barboza 2009; Barbosa et
al. 2010; Dantas-Aguiar et al. 2011; Alves et
al. 2012; Barbosa et al. 2011; De Souza &
Alves 2014; Melo et al. 2014; Van Vliet et al.
2015; Barboza et al. 2016
Não investigam o perfil
socioeconômico dos caçadores
(n=6)
Mourão 2006; Ribeiro et al. 2007; Hanazaki
et al. 2009; Pereira & Schiavetti 2010;
Bezerra et al. 2012; Nóbrega 2012;
Avaliamos os 41 estudos selecionados em sua capacidade de contribuir para o diagnóstico das
atividades de caça e o perfil do caçador no Brasil e na região Centro-sul (Tabela 1). Os estudos
que quantificaram as atividades de caça diretamente são os que mais contribuem para
diagnosticar as atividades da caça, pois apresentam estimativas da quantidade de animais e
biomassa retiradas dos ecossistemas, permitindo avaliar possíveis impactos da caça nas
populações silvestres. Os estudos que utilizaram bancos de dados são capazes de apresentar um
panorama geral das espécies caçadas e do perfil do caçador, todavia se limitam aos dados
disponíveis nesses bancos que se mostraram restritos na maioria dos estudos (e.g., identificação
parcial das espécies, dados disponíveis apenas para algumas regiões, diferentes esforços de
141
coleta em cada região). Nos estudos que investigaram as características da caça predominou a
descrição das espécies-alvo e de outros aspectos relevantes, como os tipos de uso realizados
pela população, as técnicas utilizadas na caçada e o perfil dos caçadores. Os dados desse tipo
de estudo possibilitam a identificação das espécies que podem estar sofrendo maior pressão da
caça e permitem uma compreensão mais abrangente do funcionamento do sistema
socioecológico com enfoque nas atividades de caça. Porém, não permitem avaliar a pressão da
caça. Os estudos que avaliaram o efeito das atividades de caça sobre as populações silvestres
indiretamente permitem avaliar se a caça na área de estudo tem efeitos negativos sobre as
principais espécies cinegéticas, porém não possibilitam a avaliação quantitativa do esforço de
caça e a comparação com estudos em outras áreas. De forma geral, os estudos são
demasiadamente esparsos no tempo e no território brasileiro para permitirem diagnósticos
apropriados.
Alguns dos estudos encontrados apresentaram limitações quanto ao esforço e o delineamento
amostral que restringem ainda mais sua capacidade de contribuir para avaliar as atividades de
caça e do perfil do caçador no Brasil em geral e na região Centro-sul em particular. Dentre os
estudos que quantificam ou avaliam o efeito das atividades de caça sobre as populações
silvestres, encontramos pesquisas que: i) comparam a abundância dos animais cinegéticos entre
áreas como indicadores de intensidade da caça, porém características específicas da área e
outros fatores que podem estar influenciando a abundância das espécies se mostram relevantes
nesses trabalhos, indicando necessidade de maiores investigações (ou seja, podemos dizer que
são inconclusivos); ii) consideram o encontro de vestígios como indicador de frequência de
atividades de caça, porém não apresentam as características das técnicas de caça utilizadas na
região, o que pode induzir ao erro já que não é estimado quantos apetrechos em média são
utilizados pelos caçadores; iii) realizaram o estudo em uma ou poucas áreas pequenas (±50ha),
sendo problemático extrapolar tais informações para áreas maiores; iv) utilizaram transectos
para a procura de caçadores e indícios das atividades de caça apenas ou principalmente no
período diurno, sendo que a maior parte das atividades de caça acontecem à noite e em épocas
do mês onde a lua proporciona maior claridade, o que pode haver subestimado a intensidade da
pressão da caça; e/ou iv) comparam bancos de dados de órgãos ambientais, desconsiderando
que o registro dos dados em cada sede depende diretamente do esforço fiscalizador e da
qualidade da coleta e armazenamento de dados, o que pode variar consideravelmente.
Dentre os estudos que investigam características da caça, o principal aspecto que limita a
generalização de seus resultados são o contexto local no qual a maioria desses estudos são
142
realizados: i) abordam uma única comunidades e um número restrito de entrevistados (menos
de 100 pessoas) e ii) são voltados para comunidades tradicionais e locais da zona rural e de
áreas protegidas das regiões Norte e Nordeste. As características dos estudos apresentadas como
limitadoras não invalidam os resultados apresentados ou a relevância do estudo para o contexto
local e para informar sobre a atividade, especialmente em um contexto histórico. Todavia, em
geral, não permitem avaliar o esforço de caça e seu impacto nas populações silvestres ou
diagnosticar seu perfil (e.g., subsistência, esporte) e do caçador (e.g., renda, gênero,
escolaridade) em nível além do local.
Apenas 14 pesquisas investigaram o perfil socioeconômico dos caçadores envolvidos no
estudo, das quais 10 fizeram investigações qualitativas (Tabela .1) e quatro quantitativas (Rosas
& Drumond 2007, Terra 2007, Nobre 2007, Mendonça et al. 2016). A partir destes estudos
pudemos verificar que os caçadores das regiões Norte e Nordeste são geralmente agricultores e
pescadores, principalmente homens, de idades variadas e de baixa renda e escolaridade. No
entanto, faltam estudos para inferir essa caracterização para além do estado ou região do estudo.
A maior parte dos estudos encontrados foi realizada no Nordeste (n=15) e no Norte (n=13), em
especial nos estados da Paraíba (n=10) e do Amazonas (n=8) (Figura 1). Pouco menos da
metade dos trabalhos (n=18) foram realizados em áreas rurais e a mesma quantidade em áreas
protegidas (Tabela 2). Encontramos apenas treze estudos realizados na região Centro-Sul: dois
na região Sul, sete na Sudeste, um na Centro-Oeste e três que abrangeram duas ou mais regiões
(Tabela 3). Para estes últimos, dois trabalhos tratam de dados em nível nacional e dois
consideram três ou mais estados. Há estados para os quais não encontramos nenhuma pesquisa
específica quantificando ou qualificando a caça e os caçadores, como é o caso do Paraná, Goiás
e Maranhão.
Na região Centro-Sul, apenas 6 trabalhos abordaram a caça em paisagens rurais (Tabela. 2).
Sete pesquisas foram realizadas de 2000 a 2008 e seis de 2009 a 2018. Todos os trabalhos
investigaram mamíferos cinegéticos, sendo que oito investigaram também aves e quatro
investigaram répteis. Entrevistas foi o método mais utilizado (n=5), seguidas dos censos em
trilhas (n=4). Os estudos tiveram como objetivo, de forma geral, identificar as espécies caçadas
e avaliar parâmetros de riqueza e abundância, avaliar a incidência da caça e avaliar a influência
da atividade nas populações da fauna, algumas vezes analisando a probabilidade de persistência
da fauna considerando a pressão da caça na área de estudo ou a capacidade de uso sustentável
das populações de animais silvestres.
143
Figura 1 - Distribuição dos documentos encontrados na revisão bibliográfica (artigos, dissertações, teses e
relatórios) que buscaram quantificar e qualificar as atividades de caça e o perfil do caçador no país em cada
estado (n=39): Paraíba (n=10), Amazonas (n=8), São Paulo (n=4), Acre (n=3), Bahia (n=3), Espírito Santo
(n=2), Pará (n=2), Ceará (n=1), Mato Grosso do Sul (n=1), Rio de Janeiro (n=1), Rio Grande do Norte (n=1),
Rio Grande do Sul (n=1) e Santa Catarina (n=1). Os estudos que abrangeram mais de um estado (n=3) não
estão representados nesta figura. Os círculos no mapa estão posicionados na capital dos estados e não
representam o local no qual o estudo foi realizado.
Tabela 2. Delimitação da área de estudo das pesquisas encontradas na revisão de literatura que avaliam a
caça ou o perfil do caçador, realizadas no Brasil (n=41) e na região Centro-Sul (n=13).
Delimitação da área de estudo Brasil*
(n=)
Centro-Sul
(n=) (Referências)
Todo o território estadual ou
nacional 3 2
(Chagas et al. 2015; El Bizri et al.
2015)
Áreas protegidas 17 6
(Chiarello 2000; Pianca 2004; Nobre
2007; Araújo et al. 2008; Peters et al.
2011; Sousa et al. 2017)
Áreas rurais 17 3 (Peres 2001; Mazzolli et al. 2002;
Desbiez et al. 2011)
Áreas protegidas e áreas rurais 2 1 (Cullen Jr. et al. 2000)
Comunidade no litoral 1 1 (Hanazaki et al. 2009)
Terra indígena 1 0 -
*Considera os estudos da região Centro-Sul
144
Tabela 3. Principais características (referência do estudo, estado da União onde foi realizado, objetivos e principais resultados, método e espécies investigadas) das pesquisas
encontradas na revisão de literatura que avaliam a caça ou o perfil do caçador na região Centro-Sul do Brasil.
Referência Estado Objetivo Ano da
coleta
Espécies/
populações
investigadas
Método Principais resultados
Chiarello
2000 ES
Relata a incidência de caça ilegal,
em reservas e fragmentos florestais
da região, e discute como esse fator
pode estar afetando a fauna.
1994-
1996
Mamíferos e
aves
cinegéticos
Censos em trilhas
(diurnos e
noturnos) em 6
áreas (210 a
24.000ha)
Encontrou 12 espécies de mamíferos e 9 de aves cinegéticos.
Evidências de caça foram encontradas em 5 das 6 áreas
investigadas. A maior riqueza de espécies foi encontrada nas
duas maiores áreas. Os autores apontam a caça como fator
importante afetando a comunidade de animais cinegéticos
Cullen Jr. et
al. 2000 SP
Avalia a suscetibilidade das
espécies à caça comparando a
abundância de espécies entre
fragmentos de tamanho semelhante,
mas com diferentes pressões de
caça.
1996
Mamíferos e
aves
cinegéticos
Censos em trilhas
(majoritariamente
diurnos) em 4
áreas de 200ha e 1
de 35.000ha
Encontrou 12 espécies/grupos de espécies cinegéticas, com
abundância em média 48% menor em áreas mais caçadas (o
padrão só foi encontrado para algumas espécies). Os autores
reconhecem que ao menos três outros fatores podem estar
influenciando as espécies além da caça, porém a identificam
como fator mais relevante afetando espécies a curto prazo.
Peres
2001
Estados
(3)
Examinar a probabilidade aves e
mamíferos de médio e grande porte
de persistirem em fragmentos
florestais da Amazônia de tamanhos
variáveis
1987-
2000
Mamíferos e
aves
cinegéticos de
médio e
grande porte
Cruzamentos de
dados sobre a
caça e
geoprocessamento
de fragmentos
florestais em 6
áreas na
Amazônia
A partir de uma estimativa da probabilidade de populações
de mamíferos e aves de médio e grande porte persistem em
fragmentos de tamanhos variáveis na floresta amazônica, o
autor conclui que a caça excessiva persistente
provavelmente levará a maior parte das populações de
vertebrados à extinção local.
Mazzolli et al.
2002 SC
Contribuir para compreender as
interações humanas-predador,
estabelecendo uma relação entre
perdas na produção pecuária e
métodos de criação no sul do Brasil.
1993 -
1995
Puma
concolor
Vestígios e
entrevistas para
avaliar a predação
em propriedades
rurais (15 props.
de 40 a 2500 ha)
Foram encontrados 37 vestígios de predação. No estudo as
predações são caracterizadas por período do dia em que o
ataque ocorre, espécies atacadas e as perdas econômicas são
estimadas. Os autores estimam a relevância das perdas por
ataques em relação a outros tipos de perda e sugerem ações
que podem ser tomadas para diminuir as predações.
Pianca 2004 SP
Quantificar a frequência de caça e
de ocorrência de mamíferos de
médio e grande porte, e avaliar as
diferenças nas frequências dos
mamíferos nas áreas com diferentes
intensidades de pressão de caça e
fiscalização
2003
Mamíferos de
médio e
grande porte
Parcelas de areia,
observações
diretas, vestígios
de caçadores,
entrevistas com
moradores, dados
da fiscalização
(3 áreas)
Foram observados 17 registros de atividades de caça e 20
espécies nas áreas estudadas. A pressão de caça foi
considerada moderada nas áreas onde a atividade foi
registrada. A autora concluiu que a eficiência da fiscalização
pode ser importante na conservação da mastofauna na
região.
Nobre 2007 SP
Conhecer a condição demográfica
atual das espécies silvestres alvo da
caça, das características das
atividades de caça praticadas e dos
possíveis limites sustentáveis da
2002-
2005
Mamíferos e
aves de médio
e grande porte
Censos em trilhas
(diurnos) e
entrevistas em
uma parte do
parque estudado
(554,31 km2)
Encontrou 62 registros de mamíferos e
168 de aves das 17 espécies avaliadas, tendo algumas
espécies apresentado menor abundância em áreas com maior
intensidade de caça. A avaliação do autor indicou que as
densidades altas das populações humanas na região,
acarretam pressão da caça e necessidade de ingestão proteica
145
caça para subsistência no Parque
Estadual da Serra do Mar
acima dos valores toleráveis pela produtividade da
comunidade estimadas pelo modelo
Araújo et al.
2008 RJ
Estimar a abundância, densidade e
tamanho populacional de
mamíferos cinegéticos e analisar
evidências da caça ilegal em duas
UCs do RJ.
2003-
2005
Mamíferos
cinegéticos
Censos em trilhas
(diurnos) em 2
UCs (~3.000 e
5.000ha)
Encontraram 12 espécies cinegéticas (147 indivíduos) e 34
evidências de práticas de caça nas áreas estudadas.
Hanazaki et
al. 2009 SP
Analisar o uso da fauna terrestre
pelos caiçaras da Mata Atlântica
brasileira
1998-
2000
Fauna terrestre
(aves,
mamíferos e
répteis)
Entrevistas
abertas com 116
residentes em 3
comunidades
Tradicionais
Encontraram 17 espécies. Descrevem os principais usos
associados (consumo e remédios) e técnicas de caça.
Desbiez et al.
2011 MS
Investigar e entender as práticas de
caça na planície fluvial do Pantanal
2004-
2005
Pecari tajacu,
Tayassu pecari
e Sus scrofa
Survey
exploratório,
entrevistas
semiestruturadas e
coleta de crânios
Os porcos selvagens são o principal alvo de caça,
substituindo a caça histórica de porcos nativos. Técnicas de
caça e manejo dos animais para a caça posterior também se
modificaram para se adequar às mudanças na caça
Peters et al.
2011 RS
Relatar registros de caça e
perseguição aplicada à mastofauna,
em uma unidade de proteção de uso
sustentável (Área de Proteção
Ambiental) no pampa gaúcho
2009 Mamíferos
Campanhas
mastozoológicas
para o encontro de
carcaças e
vestígios (1 área)
Foram encontrados 26 registros e 10 espécies de mamíferos
nativos do bioma Pampa.
Chagas et al.
2015
Estados
(16)
Caracterizar a caça ilegal e a pesca
a nível nacional, recolhendo dados
da polícia ambiental.
2013-
2014
Fauna
cinegética
(mamíferos,
aves e répteis)
e pesca
Relatórios e
bancos de dados
da Polícia
Ambiental
(7 estados da
região Centro-
Sul)
Os dados de pesca ilegal são principalmente da região
Amazônica, enquanto a caça se mostrou uniforme para os
estados investigados. Foram registradas 747 carcaças de
animais abatidos na região Centro-Oeste (353 mamíferos,
348 aves e 46 répteis). Caracteriza as principais espécies
caçadas e a biomassa retirada. A identificação taxonômica
das espécies foi de 45%.
El Bizri et al.
2015 Brasil
Utilizar um recurso on-line
(YouTube ™) para detectar a
ocorrência de caça esportiva, medir
os impactos da atividade nas
espécies cinegéticas e biomas,
avaliar as opiniões dos internautas
sobre a atividade e discutir a
necessidade de intervenções
políticas sobre o tema no país.
2014 Fauna
cinegética
Avaliação de
vídeos no Youtube
Encontraram 383 vídeos relacionados à caça esportiva com
mais de 15 milhões de visualizações. Os vídeos eram
principalmente em regiões do Cerrado, mostrando atividades
de caça de pacas (Cuniculus paca), tatus e outras espécies,
realizadas principalmente nos meses de janeiro e julho e
roupas de caça esportiva, indicando possivelmente caçadores
de classe média-alta. A opinião da maioria dos internautas
foi a favor da caça.
Sousa et al.
2017 ES
Caracterizar as atividades de caça
em um mosaico de unidades de
conservação, comparar os registros
de caça entre áreas e avaliar as
espécies mais afetadas pela
atividade
2010-
2013
Fauna
cinegética
(aves,
répteis e
mamífero)
Banco de dados
de agências
responsáveis pela
fiscalização
Caracteriza as atividades de caça na região. Encontraram
693 registros sobre 15 espécies. Mostra um aumento no
número de eventos de caça encontrados ao longo do tempo,
relacionado ao esforço de fiscalização. Apresenta a caça
como uma significativa ameaça para a fauna da região.
146
Descrição dos estudos que apresentam evidências sobre a relação entre mudanças no uso da
terra e a cultura da caça na região Centro-Sul
Em nossa análise, quatro estudos apresentaram evidências para avaliar uma possível relação
entre as mudanças no uso da terra que ocorreram na região Centro-Sul do Brasil e a cultura da
caça: Mazolli et al. (2002), Desbiez et al. (2011), El Bizri et al. (2015) e Sousa & Srbek-Araujo
(2017). Desbiez et al. (2011) apresentam dados que mostram como os moradores rurais (n=97)
em uma área de 400km² no Pantanal central mudaram as espécies-alvo, o manejo e as técnicas
de caça para se adequarem às novas realidades das áreas rurais. Nos ranchos abordados, os
animais silvestres, como os porco-do-mato (Pecari tajacu e Tayassu pecari) e os tatus (Dasypus
sp. e Euphractus sp.), deixaram de ser a principal espécie-alvo da caça, sendo citadas em menos
de 20% das entrevistas e correspondendo a apenas 9% dos esqueletos encontrados (n=255).
Para 100% dos entrevistados o porco monteiro (Sus scrofa), espécie exótica introduzida na
região, é atualmente a principal ou a única espécie caçada, a qual pertenciam 91% dos
esqueletos encontrados. Com a modificação nas espécies-alvo, o manejo local voltado para as
atividades de caça passou a se caracterizar pela castração dos porcos monteiros, seguida pela
soltura e a recaptura dos animais em até 10 meses, quando o indivíduo apresenta maior peso.
Dados sobre o esforço de caça, bem como sobre a importância econômica, cultural e de
segurança alimentar da caça do porco monteiro e de sua gordura e carne também são
encontrados no estudo. Dois motivos justificam a mudança no sistema de caça retratado por
Desbiez et al. (2011): i) a proibição da caça de espécies silvestres pela lei e a maior
aceitabilidade da caça do porco monteiro por ser uma espécie exótica e ii) o melhor-custo
benefício relacionado à sua caça, visto que os animais apresentam alta taxa reprodutiva e mais
carne e gordura que os animais silvestres da região. No caso apresentado, as transformações no
uso e cobertura da terra estão diretamente relacionadas à nova conjuntura sociocultural e
ecológica.
Mazzolli et al. (2002) e Desbiez et al. (2011) apresentam dados que tratam do alto índice de
interações negativas entre proprietários rurais e carnívoros silvestres. O estudo de Mazolli et al.
(2002) é antigo e restrito à área leste do estado de Santa Catarina. No entanto, caracteriza as
interações entre proprietários rurais e onças-pardas (Puma concolor) e a caça do carnívoro
como retaliação a perdas econômicas. Na época, foi possível estudar 37 casos de abate de onças-
pardas em 15 propriedades rurais. Os autores mostraram que o número de ataques de onças às
criações foi alto. Todavia, grande parte dos ataques poderiam ter sido evitados caso houvesse
um manejo adequado dos animais de criação e, em alguns casos, o prejuízo real monetário não
147
se mostrou representativo frente ao tamanho do rebanho (Mazzolli et al. 2002). A realidade do
estudo pode ou não ser representativa das interações que ocorrem na região Centro-Sul,
necessitando de maiores estudos. Desbiez et al. (2011) não exploram profundamente a
existência de interações antagônicas, mas apontam que os carnívoros são comumente
perseguidos pelos moradores rurais na região do estudo.
El Bizri et al. (2015) e Sousa & Srbek-Araujo (2017) apresentam dados que apontam uma
modificação do perfil da caça e do caçador em algumas áreas da região Centro-Sul. Nestes
estudos há indícios de que a caça pode ter deixado se ser realizada pelas populações locais para
subsistência e passado a ser realizada por populações urbanizadas por esporte nas regiões
estudadas. Os dados de El Bizri et al. (2015) apontam que i) a caça no Brasil parece estar sendo
realizada em maior quantidade em áreas de Cerrado, ii) que o número de vídeos postados sobre
o assunto cresceu anualmente no período analisado (2007-2014), e que iii) os caçadores nos
vídeos aparentam ser, em geral, brasileiros residentes urbanos de classe média-alta, devido ao
período das filmagens, principalmente em época de férias escolares de inverno (junho e julho)
e verão (novembro, dezembro e janeiro), e à utilização de equipamentos de alto custo. El Bizri
et al. (2015) discutem a restrita eficiência dos órgãos ambientais fiscalizadores para evitar esses
eventos de caça e sobre a necessidade de encontrar soluções para a caça esportiva no Brasil. No
mesmo sentido, por meio do banco de dados proveniente de um sistema de vigilância ambiental
composto por várias instituições, Sousa & Srbek-Araujo (2017) mostraram que a grande
maioria dos caçadores autuados em um complexo de áreas protegidas (complexo florestal
Linhares-Sooretama, ES) não caçavam para subsistência, mas por esporte e lazer. Apesar do
estudo de Sousa & Srbek-Araujo (2017) não caracterizar as atividades de caça ilegal com foco
apenas em áreas rurais, em conjunto com o estudo de El Bizri et al. (2015), contrasta com os
resultados de outros estudos sobre a caça nas demais regiões do Brasil, nos quais grande parte
da atividade ainda é realizada para subsistência por populações rurais. Todavia, os autores
sugerem que o aumento da caça por esporte e lazer, em detrimento da caça para subsistência,
não seria uma tendência nacional, mas sim regional.
4. Discussão
50 anos de predominante proibição da caça no território Brasileiro
Em nosso corpo de análise encontramos relativamente poucos estudos que tratam da caça no
Brasil e menos ainda que apresentam dados para análise das características da atividade, seus
148
efeitos sobre as populações silvestres e sobre o perfil dos caçadores. Provavelmente, o principal
motivo para explicar este número reduzido de estudos encontrados se refere à dificuldade do
diálogo entre pesquisadores e caçadores em algumas regiões do Brasil, tendo em vista a
ilegalidade da atividade na maior parte dos casos (Fernandes-Ferreira & Alves 2017). Essa
situação é reforçada pela falta de dispositivos de confidencialidade e sigilo profissional que
respaldem as pesquisas de biólogos, principais profissionais que estudam a questão atualmente
(Verdade & Seixas 2013). Todavia, se mostra relevante investigar que outros motivos podem
estar envolvidos no reduzido número de pesquisas realizadas e publicadas sobre as atividades
de caça no Brasil, bem como, de pesquisadores envolvidos com o tema.
O reduzido número de estudos que avaliam a caça e o perfil do caçador dificulta qualquer
análise mais aprofundada da atividade ou dos caçadores, seja quanto ao impacto da atividade
nas populações silvestres, quanto às populações humanas que caçam, quanto à relevância da
caça em diferentes territórios brasileiros, ou quanto à possíveis mudanças que possam ter
ocorrido relacionadas à atividade. Os estudos, quando disponíveis são, em geral, restritos
quanto ao período analisado ou limitados quanto a sua capacidade de generalização. De forma
geral, a distribuição dos estudos no território brasileiro não é uniforme, sendo bastante
concentrada na região Norte e Nordeste. Fernandes-Ferreira & Alves (2017) apontam, como
uma das razões para esse padrão, a restrita presença de grupos de pesquisa com linhas voltadas
para a caça. Na Paraíba, por exemplo, os estudos encontrados apresentam uma grande repetição
de autores docentes das Universidades Federal e Estadual da Paraíba (respectivamente, UFPB
e UEPB). As áreas onde ocorrem as pesquisas sobre caça (Tabela 2) também restringem a
capacidade de generalização de seus resultados. As características das áreas rurais, privadas, e
das Unidades de Conservação, sob tutela do estado, diferem fundamentalmente em termos
legislativos, de fiscalização, da existência de interações negativas, etc., não sendo possível
considerar, a priori, que os processos ocorrendo em cada uma dessas áreas são similares.
Especificamente, alguns estudos mostraram limitações quanto ao reduzido esforço e
delineamento amostral. Por fim, o tamanho do território brasileiro faz com que todos os estudos
encontrados sejam pouco representativos e esparsos no tempo. A escassez de pesquisas e os
fatores limitantes à generalização dos dados dos estudos encontrados apontam para a
dificuldade de um diagnóstico da caça no Brasil e para a necessidade de estudos que superem
esses obstáculos, voltados para uma avaliação mais precisa e ao longo do tempo da atividade e
seus benefícios para o ser humano e impactos negativos para os animais cinegéticos nas
diferentes regiões do Brasil.
149
Apesar do cenário apresentado, alguns estudos apresentaram evidências relevantes para o
contexto nacional ou utilizaram métodos que merecem destaque, especialmente para direcionar
novos estudos sobre a caça no Brasil. Pesquisas que utilizaram o monitoramento participativo
da caça para a coleta de dados apresentaram dados com alta acurácia. Esse método é capaz de
quantificar a caça de forma confiável quanto às espécies caçadas e a quantidade de biomassa
retirada do habitat, assim como de coletar dados sistematicamente por longos períodos de
tempo, permitindo conclusões mais fidedignas aos reais efeitos da caça sobre as populações
silvestres. No entanto, esses estudos são raros e geralmente ocorrem em comunidades indígenas
(De Souza-Mazurek et al. 2000, Vieira 2013) e nas regiões Norte e Nordeste (Van Vliet et al.
2015 e Mendonça et al. 2016). Essa restrição do método está vinculada a sua exigência de que
o caçador reporte os dados de suas atividades de caça (muitas vezes ilegais), o que põe em risco
o pesquisador e o sujeito de pesquisa. A parceria que poderia se estabelecer entre caçadores e
pesquisadores acaba não ocorrendo por receio de ambas as partes, entre outras coisas, pela falta
de respaldo legal em relação ao sigilo e confidencialidade da pesquisa como colocado acima.
As pesquisas de natureza etnozoológica também merecem destaque, pois apresentaram uma
lista das espécies usadas pelas comunidades e o perfil dos caçadores, bem como outras
informações relevantes para atividade de caça.
Mudanças na cultura da caça na região Centro-Sul do Brasil
Os estudos encontrados na revisão de literatura científica sobre a caça no Brasil não possibilitam
avaliar devidamente se houve uma mudança na cultura da caça na região Centro-Sul como um
todo e se haveria uma relação entre as mudanças no uso da terra (da expansão agrícola e do
êxodo rural) dessa região. No entanto, alguns estudos apresentam indícios de que mudanças
significativas podem ter ocorrido ou estar ocorrendo (Desbiez et al. 2011, Mazzolli et al. 2002
e El Bizri et al. 2015).
É possível que as gerações mais jovens das comunidades rurais e tradicionais do Centro-Sul,
com a migração para as cidades, o acesso às tecnologias e o interesse pelo contexto moderno e
urbano das cidades, o acesso à educação e ao discurso preservacionista, a desvinculação com o
meio rural e uma forte pressão da fiscalização da caça no meio rural, tenham desencadeado o
desinteresse da grande maioria dos jovens na atividade ilegal (Diegues & Viana 2004, Islas
2015, Govindin, & Miller 2015, Capítulo 3). Em processo contrário, uma parcela da população
urbana, espelhados nas populações de países considerados desenvolvidos, como é o caso dos
150
Estados Unidos e Austrália onde a caça por esporte é permitida (Arnett, & Southwick 2015),
podem estar buscando na atividade um novo hobby e status. El Bizri et al. (2015) mostram que
nos comentários dos vídeos, a permissão da caça em outros países é um dos argumentos mais
mencionados para apoiar a regulamentação da caça no Brasil.
As pesquisas de Desbiez et al. (2011) e Mazzolli et al. (2002) também apresentam pistas sobre
possíveis modificações nas atividades de caça na região. Desbiez et al. (2011) registram um
caso no qual tanto a espécie-alvo, quando as técnicas de caça e de manejo local da espécie
mudaram completamente devido à introdução de uma espécie há cerca de 100 anos atrás.
Muitas novas questões surgem de uma situação assim, por exemplo, qual o impacto atual da
caça nas populações silvestres dessa região? Teria essa mudança na espécie-alvo da caça
extinguido a ameaça da atividade às espécies nativas? Ou ainda, qual o impacto das novas
técnicas de caça e manejo do porco monteiro para os habitats naturais da região? Por outro lado,
a pesquisa de Mazzolli et al. (2002) fomenta o questionamento sobre se, com o aumento das
criações de gado e de outros animais na região Centro-Sul estaria acontecendo um aumento nos
das interações negativas entre proprietários rurais e a fauna silvestre. Segundo Zimmermann et
al. (2005), Palmeira et al. (2008) e Marchini & Macdonald (2012), o número de interações
negativas entre proprietários rurais e carnívoros em áreas da região centro-Sul é expressivo. A
maior proximidade entre a população humana e animais silvestres devido a transformação das
áreas naturais para a expansão da agricultura e das criações de animais domésticos proporciona
um ambiente mais favorável à existência dessas interações (Marchini 2014). O número de
trabalhos que abordam o abate da fauna motivado por perdas na produção rural encontrados em
nossa revisão não foram expressivos. Isto se deve ao fato de não termos incluído o abate para
controle, especificamente, como palavras-chave na pesquisa. Entendemos que o abate para
controle não é uma atividade de caça ativa, mas uma resposta dos produtores rurais aos desafios
encontrados na coexistência ser humano-fauna, o que não invalida a relevância dessas ações
quanto à pressão que exerce sobre as populações silvestres.
O problema da falta de estudos sobre a caça no Brasil e na região Centro-Sul
O número restrito de dados disponíveis para diagnosticar as atividades de caça no Brasil e no
Centro-Sul preocupa. Enquanto a comunidade científica, nacional e internacional, afirma que a
caça é uma das principais causas da diminuição da diversidade da fauna em nível global (Peres
2000, Wright 2003, Chiarello et al. 2008, Kurten 2013, Dirzo et al 2014, Rosin & Poulsen
151
2016), como nossos resultados mostram, há pouquíssimos estudos para avaliar essa afirmação
no Brasil. Van Vliet et al. (2015) mostra que na fronteira entre Brasil, Colômbia e Peru, apenas
quatro caçadores chegaram a traficar 11 toneladas de carne de caça em 60 dias. A inexistência
de mais estudos dessa dimensão impossibilita afirmar se em alguma outra localidade no
território brasileiro a proporção de carne vendida ilegalmente pode ser semelhante ou mesmo
superior a essa estimativa. Também, não se tem informações suficientes para avaliar quais as
principais motivações para a realização da caça (e.g., culturais, de subsistência, para comércio,
abate de pragas) pelas populações humanas em diferentes regiões do país. Ou seja, após 50 anos
de regulação e ilegalidade da caça na maior parte do território brasileiro, sabemos muito pouco
sobre a atividade. Informações fundamentais para subsidiar tomadas de decisão sobre a o
manejo da fauna e atividades de caça, como quantidade de animais caçados, principais regiões
e espécies-alvo e o perfil dos caçadores, não estão disponíveis. Nesse contexto, qualquer tomada
de decisão, que não seja baseada em uma estratégia de manejo adaptativo, na qual ações de
manejo são tomadas e avaliadas em um curto período de tempo, pode trazer consequências
danosas e irreversíveis. Portanto, é latente a necessidade de estudos sobre as transformações
que estão ocorrendo e suas consequências para as populações silvestres e humanas. Em
especial, estudos sobre sistemas de manejo formais ou informais existentes em escala local ou
regional, afim embasar futuras tomadas de decisão. Recomenda-se o fomento de estudos em
múltiplas escalas espaço-temporal (i.e., do local ao regional, do curto ao longo prazo) em todo
o território nacional, em especial nas regiões com poucos estudos.
Especificamente sob os estudos encontrados para a região Centro-Sul, parece improvável que
as extensas mudanças que ocorreram no contexto socioeconômico e ambiental da região não
tenham causado mudanças na cultura da caça. Não se pode continuar supondo que as ameaças
às populações silvestres e humanas continuam as mesmas, assim como suas interações. Os
estudos encontrados são demasiadamente escassos para realizar qualquer especulação sobre o
estado geral da atividade na região. Porém, essas pesquisas aguçam a dúvida sobre o que pode
ter acontecido e o que está acontecendo com as atividades de caça, tão relevante para o manejo
das espécies silvestres. Por exemplo, a extinção local de espécies nativas, o aumento de uma
determinada espécie silvestre ou mesmo a introdução de uma espécie exótica pode ter motivado
uma mudança nas espécies-alvo da caça em uma localidade do Brasil. Se as técnicas de caça
mudaram, a atividade pode ter se tornado mais ou menos sustentável do ponto de vista
ecológico-evolutivo e essas mudanças precisariam ser investigadas. Se os ataques da fauna às
produções agrícolas aumentaram, pode ser que houve uma diminuição no habitat das espécies
152
silvestres e estas não estão encontrando alimento nos remanescentes naturais, aumentando o
ataque às criações. Se as populações tradicionais e locais que realizam a caça para subsistência
já não representam a grande maioria dos caçadores, e essa nova parcela da população que se
interessa pela caça esportiva a realiza mesmo sob ilegalidade, devem-se avaliar alternativas de
manejo para o novo contexto. Cada uma dessas possibilidades pode ter consequências diversas
para os ecossistemas, para os sistemas sociais e para a sustentabilidade ecológica da atividade.
Uma forma de amenizar a insuficiência de informações apontada poderia ser a implementação
de mais programas de monitoramento de longo prazo da biodiversidade. A contratação por parte
do governo de profissionais (e.g., biólogos, engenheiros florestais sociólogos, geógrafos)
especializados em manejo de fauna silvestre ou em atividades de caça especificamente também
tem sido mencionada como necessário na literatura (Verdade 2004). O estimulo à realização de
pesquisas sobre o perfil socioeconômico e cultural dos caçadores e de outros aspectos
relacionados à caça, por profissionais que disponham de aparatos legais para garantir a
confidencialidade e sigilo profissional, bem como a formação adequada para abordar o tema
também poderiam gerar benefícios para a área. Parcerias entre profissionais de áreas diversas
seriam especialmente vantajosas devido ao caráter complexo da caça, que deveria ser estudado
por meio de uma abordagem interdisciplinar. Por fim, a construção de um banco de dados
integrado disponível online, com informações sobre apreensões, estatísticas e outros dados
relevantes, provenientes de órgãos governamentais (como Polícias Federal, Estadual e
Rodoviária e Ibama), além das organizações não governamentais e sociedade em geral, poderia
também contribuir para preencher a lacuna de informações sobre as atividades de caça e seus
impactos sobre a fauna silvestre no território Brasileiro. Contudo, estas sugestões, são
apresentadas como pequenos passos na tentativa de resolver as debilidades históricas da área.
Todavia, para encontrar soluções de longo prazo, em que tenhamos real capacidade de gestão,
é preciso abertura para propor e experimentar novos sistemas de manejo dos animais silvestres,
bem como investigar e legitimar quando adequado, os sistemas de manejo já existentes.
Considerações finais
Há poucos dados consistentes para avaliar se a caça aumentou, diminuiu ou simplesmente
mudou no Brasil e especificamente na região Centro-Sul nas últimas décadas. Há indícios de
que podem ter havido mudanças consideráveis no perfil do caçador, nas espécies-alvo da caça,
no manejo e nas técnicas de caça na região estudada. Todavia, este estudo mostra que estamos
153
muito aquém de provermos um diagnóstico da caça no Brasil e particularmente para a região
foco do estudo. A baixa disponibilidade de dados para apoiar tomadas de decisão é preocupante
e pede soluções.
O caráter complexo da caça demanda uma abordagem interdisciplinar para que possamos
compreendê-la e geri-la adequadamente. Nesse sentido, sugere-se tomar medidas que possam
impulsionar estudos sobre o tema no maior número de ecossistemas, biomas e regiões brasileira
possíveis e envolver profissionais de diferentes áreas em projetos interdisciplinares para
abordar os múltiplos aspectos relevantes para da atividade, tendo em vista o manejo das
espécies silvestres e a regulamentação e monitoramento das atividades de caça. Nesse contexto,
a gestão adaptativa da caça, em a revisão dos regulamentos com base em dados de
monitoramento ocorre com certa frequência, é uma potencial solução para evitar uma perda
ainda maior da biodiversidade.
Agradecimentos
Este estudo foi parcialmente financiado pelo Programa Biota da Fundação de Amparo à
Pesquisa do Estado de São Paulo (FAPESP Proc. No. 2006/60954-4 e FAPESP Proc. No.
2015/19439-8) e pelo Social Sciences and Humanities Research Council (SSHRC, Canadá).
Agradecemos à Coordenadoria de Centros e Núcleos Interdisciplinares de Pesquisa (COCEN)
da Unicamp pelo apoio prestado. LMV tem uma Bolsa de Produtividade em Pesquisa (CNPq
Proc. No. 312049/2015-3) e CAI tem uma bolsa de doutorado do Conselho Nacional de
Desenvolvimento Científico e Tecnológico (CNPq Proc. No. 140040/2016-1).
154
DISCUSSÃO E CONSIDERAÇÕES FINAIS
Nesta tese tive por objetivo, junto à minha orientadora e meus colaboradores,
“investigar que mudanças ocorreram na estrutura das assembleias de mamíferos de
médio e grande porte (>1kg) em paisagens rurais, e que fatores influenciaram tais
mudanças nas últimas três décadas, a fim de gerar informações para fomentar estratégias
integradas de gestão ambiental e desenvolvimento local”. Ao tentar responder a esta
pergunta, identificamos diferentes lacunas no conhecimento científico às quais poderíamos
contribuir. Primeiro, buscamos avançar teoricamente, propondo a inclusão de um componente
no arcabouço teórico da Ecologia de Comunidades. Propusemos, também, olhar para as
dinâmicas das comunidades biológicas através da lente dos sistemas socioecológicos para tratar
desafios ambientais complexos, como é o caso do manejo da mastofauna e da gestão de
paisagens rurais (Capítulo 1). Depois, desenvolvemos um método para gerar os dados
necessários para responder aos nossos objetivos, de acordo com a disponibilidade de tempo e
financiamento do projeto e a perspectiva de valorização do Conhecimento Ecológico Local
(Capítulo 2). Por fim, aplicamos o método desenvolvido em um estudo de caso (Capítulo 3 e 4)
e realizamos uma revisão de literatura para tratar do tema específico da caça (Capítulo 5).
Assim, por meio de diferentes enfoques (teórico, metodológico, estudo de caso, revisão de
literatura) e do uso de diferentes lentes para investigação (arcabouços teóricos interdisciplinares
e abordagens quantitativas, qualitativas e participativas), identificamos um conjunto de fatores
que influenciaram e estão influenciando as assembleias de mamíferos nas paisagens rurais do
sul do Vale do Paraíba. Entendemos que com os dados gerados temos o potencial de informar
o manejo de mamíferos de médio e grande porte e dar suporte para pensar estratégias integradas
de gestão ambiental e desenvolvimento integrados na região do Vale do Paraíba e em paisagens
rurais de forma geral. Discutimos nossos achados e apresentamos nossa conclusão final a partir
das perguntas que direcionaram nossos objetivos específicos:
Há evidências sobre o estado das populações de mamíferos de médio e grande porte na
área de estudo, e se está ocorrendo diminuição ou aumento dos indivíduos e das espécies
desse grupo?
Sim. Por meio da investigação sobre o histórico socioambiental da área e dos dados
coletados junto com os moradores rurais (levantamento sistemático da identificação das
espécies e das percepções sobre mudanças na dinâmica das populações silvestres), levantamos
evidências que apontam para:
155
i) Aumento local ou regional no número de indivíduos das seguintes espécies de
mamíferos: lobo guará (Chrysocyon brachyurus), capivara (Hydrochoerus hydrochaeris),
porcos-do-mato (Pecari tajacu e Tayassu pecari), onça-pintada (Panthera onca), onça
parda (Puma concolor), tatus (Cabassous sp., Dasypus sp. e Euphractus sexcinctus), quati
(Nasua nasua) e paca (Cuniculus paca).
ii) Novas ocorrências locais e na região das seguintes espécies: lobo guará (C.
brachyurus) (região), capivara (H. hydrochaeris), porcos do mato (P. tajacu e T. pecari),
onça-pintada (P. onca), onça parda (P. concolor) e veado (Mazama sp.) (locais);
iii) Diminuição local ou regional no número de indivíduos das seguintes espécies: tatus
(Cabassous sp., Dasypus sp. e E. sexcinctus), paca (C. paca), porco espinho (Coendou
sp.) e tapeti (Sylvilagus brasiliensis)5;1
iv) Possíveis extinções em algumas localidades das seguintes espécies: tatus (Cabassous
sp., Dasypus sp. e E. sexcinctus), porco espinho (Coendou sp.) e tapeti (S. brasiliensis);
Em geral, os principais fatores que levaram a uma diminuição histórica e ainda
causam diminuição de populações e perda de espécies são, em geral, a caça e as transformações
no uso e cobertura da terra vinculadas aos ciclos econômicos que se estabeleceram na região
(e.g., áreas degradadas, pasto, eucalipto, desmatamento). Por outro lado, os principais fatores
apontados como tendo levado ao aumento das espécies são i) os resultados das ações restritivas
implementadas pelo governo nas últimas décadas (leis ambientais, implementação de unidades
de conservação, fiscalização), os efeitos do êxodo rural (diminuição do número de pessoas e
chegada de novos moradores na zona rural) e o atual processo de transição florestal. Acessar o
real impacto das atividades de caça nas populações silvestres se mostrou complicado na prática.
Devido à ilegalidade da caça no país, a maioria dos entrevistados preferiu não mencionar
detalhes sobre a atividade. Por isso, realizamos a revisão de literatura sobre o tema no Capítulo
5. Apesar de cães e gatos livremente criados ou ferais terem sido encontrados e mencionados
em todas as paisagens investigadas, impactos de cães e gatos, nas assembleias de mamíferos
necessitam avaliação específica.
A percepção geral de aumento no número de indivíduos e espécies não foi
homogênea no território. A paisagens mais próximas da unidade de conservação, o Parque
Estadual da Serra do Mar, foram as que obtiveram mais citações sobre o aumento de animais.
Estudos mostram que áreas protegidas levam, em geral, a um aumento da biodiversidade local
51Dinâmicas de espécies contrastantes (e.g., aumentando e diminuindo) se referem a citações coletadas em
paisagens diferentes.
156
(Lester et al. 2009, Selig & Bruno 2010). No entanto, fatores como uma gestão inadequada da
área podem diminuir esse efeito (Watson et al. 2014). Como encontrado em nossos resultados,
a implementação da unidade de conservação e a intensa e constante fiscalização ao longo do
tempo foram fatores que contribuíram decisivamente para o cenário socioambiental atual. Os
gradientes de cobertura florestal e declividade particulares da área de estudo, os quais são
maiores próximo à área protegida, também são importantes nesse contexto. A declividade do
terreno é, inclusive, um dos fatores impulsionadores do aumento na cobertura florestal
registrado para o Vale do Paraíba, já que a inclinação do terreno é inadequada para a produção
agropecuária (Silva et al. 2017). As consequências do abandono de áreas agrícolas sobre a
biodiversidade ainda não estão estabelecidas na literatura (Queiroz et al. 2014). Porém, o efeito
positivo do aumento de remanescentes de floresta secundária em diferentes táxons, inclusive
mamíferos, tem sido mostrado em locais onde atividades agropecuárias ou de silvicultura foram
abandonadas (Chazdon et al. 200, Navarro & Pereira 2012, Sitzia et al. 2012, 2015).
Especificamente, as capivaras e as onças-pardas são conhecidas por se deslocarem
em paisagens antropogênicas e tiveram aumentos populacionais registrados no continente
Americano (Moreira & Macdonald 1996, Knopff et al. 2014, Maletzke et al. 2017). Para os
taiassuídeos e a onça-pintada esses padrões não são comuns. Ainda assim, Souza et al. (2017)
recentemente encontraram vestígios de onça-pintada no Parque Estadual da Serra do Mar, o que
aponta para a presença dessa espécie na área de estudo. Há duas hipóteses não mutuamente
exclusivas para explicar o surgimento do lobo-guará na área de estudo, mencionado
consistentemente como uma nova espécie em todo o território. As paisagens desmatadas do
Vale do Paraíba podem ter se tornado um habitat adequado para essa espécie que é comum em
hábitats abertos (savanas e campos brasileiros - Langguth 1975). Novas ocorrências para o lobo-
guará já foram registradas em outras áreas do bioma Mata Atlântica (Santos et al. 2003, Kasper
et al. 2009). Outra possibilidade é que as transformações no uso e cobertura da terra nos habitats
naturais do lobo-guará podem estar levando ao um deslocamento desse animal (Durigan et al.
2007, Gamarra et al. 2016). As outras espécies mencionadas como novas ocorrências para a
paisagem (e.g., veados, quatis, tatus) são encontradas no conjunto regional de espécies. Nesse
caso, é possível que as novas ocorrências citadas sejam: i) relacionadas a mudanças
socioambientais que permitiram que essas espécies colonizassem novas paisagens, ii) espécies
que estavas localmente extintas e recentemente recolonizaram a paisagem, ou iii) espécies que
estiveram sempre presentes, mas em pequenas populações, o que fez com que passassem
despercebidas aos entrevistados. Não encontramos estudos para apoiar ou refutar as razões
157
dadas pelos entrevistados para explicar extinções locais de tatus e porcos-espinhos, o que
enfatiza a necessidade de maior investigação nesse sentido.
Os nossos resultados, apesar de bastante positivos na perspectiva da conservação
da biodiversidade, necessitam de duas considerações. É possível que a percepção dos
entrevistados com relação ao aumento das espécies não represente um aumento real das
populações de mamíferos, mas um aumento na aproximação e contato dessas espécies com os
entrevistados. Essa possibilidade parece improvável frente às múltiplas evidências encontradas
(e.g., menção do aumento por diferentes entrevistados em diferentes paisagens e pelos
funcionários do parque que possuem pesquisas com armadilhas-fotográficas, aumento
registrado da cobertura vegetal). Ainda assim, não é possível afirmar se houve aumento das
populações da mastofauna, visto que não há registros das populações na região ao longo das
últimas décadas. Nesse contexto de escassez de informações, nossos resultados trazem
evidências bastante pertinentes. Outra consideração, fundamental, é a necessidade de investigar
qual o estado da variabilidade genética dessas populações, pois é possível que novos indivíduos
apresentem baixa variabilidade, por ter havido uma diminuição muito grande das populações
originais em décadas anteriores (Heller et al. 2010, Roques et al. 2016, Srbek-Araujo et al.
2018).
Nossos resultados não invalidam achados recentes sobre a defaunação regional e
global; todavia, mostram que mesmo sob um contexto global de perda massiva de espécies,
populações de algumas espécies podem estar aumentando no nível local devido a
particularidades no contexto socioambiental.
Quais fatores têm influenciado a estrutura das assembleias de mamíferos de médio e
grande porte na área de estudo ao longo das últimas três décadas?
Encontramos fatores ambientais e socioeconômicos influenciando a estrutura das
assembleias de mamíferos de médio e grande porte ao longo das últimas três décadas e além na
região estudada. Todavia, os fatores identificados são, em última instância, direta ou
indiretamente, causados por fatores antropogênicos, o que destaca a importância de se
reconhecer e investigar seus efeitos sobre as dinâmicas das comunidades biológicas. Os fatores
que historicamente influenciaram as assembleias de mamíferos de médio e grande porte na
região de estudo foram mencionados na questão anterior. Atualmente, os principais fatores que
parecem estar influenciando as assembleias de mamíferos são a configuração da paisagem
(porcentagem de cobertura vegetal e solo exposto), fatores socioeconômicos das populações
rurais (número de pessoas e tamanho das propriedades rurais na paisagem), instituições formais
158
(áreas protegidas, leis de proteção da fauna, fiscalização policial) e as interações ser humano-
fauna (uso, interações motivadas pelas percepções de prejuízos econômicos, benefícios e de
responsabilidade sobre a proteção dos mamíferos). Quase todas as informações levantadas
sobre o histórico socioambiental do Vale do Paraíba foram mencionadas como tendo
influenciado as dinâmicas das populações de mamíferos, o que reforça a perspectiva de que as
paisagens rurais são sistemas socioecológicos complexos (Berkes et al. 1999) e devem ser
investigadas como tal na pesquisa e manejo ecológico da vida silvestre.
No presente, a cobertura vegetal e a distância da área protegida mostraram um efeito
positivo sobre a riqueza e a composição de guildas e assembleias de mamíferos, o que era
esperado já que a maioria das espécies investigadas tem suas dietas e habitats naturais
associados a áreas de floresta (Goulart et al. 2009). Além disso, são geralmente as áreas
protegidas que possuem os ecossistemas mais preservados e os locais mais seguros para a fauna
(e.g., maior proteção contra a caça e atropelamentos) em paisagens rurais (Bruner et al. 2001,
Chape et al. 2005, Joppa, Loarie e Pimm 2008). Esse resultado destaca a importância de se ter
áreas protegidas de grande porte nas paisagens (Fischer et al. 2008), sendo especialmente
relevante para o contexto brasileiro. Desde de 2008 aumentaram consideravelmente os
processos de recategorização (para categorias mais flexíveis), diminuição de área e
sucateamento das unidades de conservação no país (Bernard et al. 2014). As paisagens com
maior porcentagem de solo exposto foram as que apresentaram as assembleias de mamíferos
com menor diversidade, o que destaca a necessidade de desenvolver estratégias para apoiar a
restauração de áreas degradadas e usos e coberturas da terra mais amigáveis à vida silvestre
(e.g., agricultura, silvicultura, agroflorestas e, quando possível, restauração de habitats nativos),
o que pode ter efeitos sociais e ambientais positivos (De Groot et al. 2013, Benayas et al. 2009).
Os carnívoros e algumas espécies em particular parecem ser positivamente afetados pelo
tamanho das propriedades rurais e pela presença e número de animais domésticos na paisagem.
Espécies de onívoros também são afetadas pela presença de criação de animais domésticos.
Propriedades rurais maiores geralmente apresentam maior cobertura vegetal e um menor
número de pessoas circulando na propriedade. Algumas possibilidades de manejo nesse
contexto envolvem o desenvolvimento de políticas públicas que estimulem a coexistência e a
proteção da mastofauna nessas propriedades, como por exemplo o fomento à implementação
de certificados ambientais e à prevenção de ataques ou à remediação de perdas econômicas
causadas pela mastofauna (Dickman 2010). Em sentido oposto, o número de pessoas vivendo
na paisagem parece afetar algumas espécies e grupos, principalmente, de forma negativa.
159
Estudos mostram que alguns animais inclusive modificam seu comportamento para evitar o
encontro com pessoas (Gaynor et al. 2018). Para diminuir esses efeitos, algumas estratégias de
manejo das atividades humanas (e.g., restrições temporais e de barulho em certas áreas) e de
planejamento espacial das paisagens rurais (e.g., delimitação do número de pessoas e atividades
em determinadas áreas) poderiam ter efeitos positivos.
Destacamos que, enquanto muitas pesquisas foram realizadas para compreender o efeito
de variáveis ambientais na estrutura das assembleias de mamíferos (Bowers & Matter 1997,
Falcucci et al. 2007, Haddad et al. 2015, Barlow et al. 2016), poucas avaliaram os efeitos de
variáveis socioeconômicas na mesma perspectiva. Por isso, nosso conhecimento sobre quais
variáveis antropogênicas apresentam maiores poderes de predição sobre as dinâmicas das
assembleias de mamíferos ainda é incipiente, o que dificulta a construção de modelos mais
robustos. Nesse sentido, é importante que mais pesquisas sejam realizadas para investigar a
influência de características socioeconômicas da paisagem, desde a infraestrutura e o manejo
da propriedade rural até a postura das pessoas que vivem na paisagem, nos padrões da fauna e,
assim, aumentar nossa capacidade de informar o manejo.
Quais as principais interações entre a população humana da área rural e a mastofauna de
médio e grande porte na área de estudo e quais as implicações dessas interações para a
gestão da fauna nessas paisagens?
As principais interações entre os moradores e os mamíferos de médio e grande porte
das paisagens rurais estudadas são: i) o uso (predação) dos mamíferos silvestres principalmente
como alimento (caça); ii) a proteção (seja por se distanciar dos animais ou defendê-los
ativamente) ou o fomento à presença da mastofauna na propriedade por parte dos moradores,
motivada pela percepção de benefícios diretos ou indiretos (e.g., regulação das funções da
natureza, bem-estar) e do direito da fauna à existência; e iii) o abate como retaliação e iv) o
abandono parcial ou total da produção rural motivados pela percepção de prejuízos econômicos.
Em geral, a percepção dos moradores de que os mamíferos trazem benefícios ou possuem
funções na natureza (e.g., uso, regulação ambiental, cultural, bem-estar) se mostrou vinculada
à vontade de proteger os animais (individualmente ou como espécie) e de garantir sua existência
nas paisagens rurais. Por outro lado, nas propriedades onde os moradores ou seus familiares e
amigos sentem-se prejudicados pelas perdas econômicas causadas pelos mamíferos, ainda que
se reconheçam os aspectos positivos da presença dos animais, predomina a percepção de dano
e a retaliação aos animais.
160
Agricultores que relataram perdas econômicas mencionaram terem utilizado
diferentes técnicas para impedir o ataque da mastofauna à sua produção, porém a taxa de
sucesso não foi alta. Apesar da existência de um conjunto de regras e instrumentos legais para
proteger os mamíferos em paisagens rurais, não é disponibilizado à população apoio técnico ou
econômico para evitar ataques, o que é um dos principais esforços sugeridos por especialistas
para melhorar a coexistência ser humano-fauna (Frank 2016, Frank et al. 2019). As perdas
econômicas causadas pela fauna podem ser significativas para a produção agrícola como um
todo (Messmer 2009, Conover et al. 1995), tanto para os agricultores de grande porte, quanto
para os pequenos agricultores que podem ter seus meios de subsistência e segurança alimentar
ameaçados por essas perdas (Barua et al. 2013). Nesse sentido, a falta de manejo da fauna na
região por parte do poder público, além de negligenciar as perdas nos cultivos e animais de
criação e a segurança alimentar das comunidades rurais, mantém a pressão sobre as espécies de
mamíferos e impede que a população humana se sinta e haja como guardiã da mastofauna
(mammal stewardship).
Como o conhecimento gerado nesta tese pode ser utilizado para subsidiar estratégias de
gestão ambiental e desenvolvimento local integrado com foco na mastofauna nas áreas
rurais estudadas?
i) Incorporação dos efeitos antropogênicos no arcabouço teórico da Ecologia de Comunidades
Se a ecologia de comunidades é o estudo da riqueza, abundância e composição de
espécies, atualmente não podemos compreender esses padrões completamente sem incluir os
efeitos antropogênicos. Muitos estudos ecológicos ainda não consideram esses efeitos, mesmo
quando realizados em ambientes completamente saturados dos mesmos, como as unidades de
conservação ou o mar (Halpern et al. 2008, Mcdonald et al. 2009). Além disso, muitas
comunidades biológicas existem totalmente ou parcialmente (como metacomunidades) em
ambientes antropizados, como as paisagens agrícolas e áreas urbanas (Rosalino et al. 2014,
Verdade et al. 2014). Nós argumentamos pelo explicito reconhecimento dos efeitos
antropogênicos no arcabouço teórico da Ecologia de Comunidades, não apenas como impactos,
mas como fatores estruturando as comunidades biológicas.
A incorporação explícita dos efeitos antropogênicos nas abordagens da Ecologia de
Comunidades pode ampliar a visão do campo e de seus cientistas para os fatores que afetam a
dinâmica das comunidades biológicas nos diferentes ecossistemas. Em nossa perspectiva, se
dado esse passo, duas principais mudanças podem ser geradas: uma ampliação da compreensão
161
sobre que fatores estão estruturando as comunidades biológicas e uma modificação na forma
como os efeitos antropogênicos são compreendidos (de negativa para diversa e múltipla).
Ambas mudanças podem trazer avanços significativos para uma área que surgiu em um século
no qual se percebia a natureza como algo amplo, infindável e mais tarde como algo que poderia
ser protegido em uma redoma, mas que hoje se desenvolve no Antropoceno.
ii) Desenvolvimento e aplicação de ferramenta participativa para o levantamento de mamíferos
e de características das populações humanas
A partir da aplicação e da análise de dados provenientes do Wildlife-Human Survey
pudemos demonstrar que esta ferramenta é um método apropriado para realizar censos rápidos
da mastofauna de médio e grande porte e das populações humanas que coexistem com esses
animais em paisagens rurais. Além de ser uma ferramenta de baixo custo, o Wildlife-Human
Survey gerou dados de forma rápida e simples, valorizando o conhecimento local dos moradores
e promovendo o envolvimento da população local na discussão sobre a conservação da
mastofauna. O conjunto total de informações coletadas pelo survey possibilitou: i) o
inventariamento da mastofauna e do perfil das populações humanas, ii) a produção dos mapas
de distribuição e riqueza de espécies, com potencial para o desenvolvimento de outros
materiais; iii) a investigação de hipóteses socioambientais, por meio da correlação entre
variáveis; e iv) o diagnóstico das principais interações ser humano-fauna. Os mapas de
distribuição podem ser usados para orientar novas pesquisas e informar atores e tomadores de
decisão. As informações coletadas sobre as interações ser humano-fauna da área de estudo se
apresentam como um robusto ponto de partida para o planejamento de estratégias de gestão das
paisagens rurais (Treves et al. 2006). O estudo sobre a correlação entre variáveis
socioambientais e a estrutura das assembleias de mamíferos (Capítulo 4) reforçam os indícios
sobre a robustez dos dados coletados pelo Wildlife-Human Survey junto à população humana
rural do Vale do Paraíba. Além disso, a descrição detalhada e a disponibilização dos protocolos
do survey em sua integridade, facilitam a coleta de dados em trabalhos futuros e permitem que
esses dados venham a ser comparados.
Métodos comumente usados para realizar o levantamento de espécies de mamíferos
geram apenas dados ecológicos sobre as espécies (Krebs 2006) com esforços de campo
similares ou maiores (De Thoisy et al. 2008) ao que realizamos na aplicação do Wildlife-Human
Survey. A vantagem do survey é que com o mesmo esforço de coleta também são levantados
outros dados relevantes para o manejo da mastofauna. Por outro lado, o Wildlife-Human Survey
possui, de forma geral, os prós e contras de métodos baseados em surveys (Chambers 1994a,
162
Browne-Nuñez & Jonker 2008, Bernard 2017, p. 255). Enquanto o survey estruturado é um
método que possibilita o levantamento de dados padronizados e análises de dados robustas, este
tem um caráter extrativista, o que dificulta o estabelecimento de relações de confiança, e está
sujeito a alguns vieses relacionados aos processos de comunicação e cognitivos envolvidos no
procedimento de pergunta e resposta (Chambers 1994a, 1994b, Schwarz 2007, Browne-Nuñez
& Jonker 2008). Além disso, os dados ecológicos coletados pelo survey não fornecem o mesmo
nível de detalhamento que outros métodos específicos para o levantamento de mamíferos
fornecem (e.g., armadilhas fotográficas e de pegadas), por exemplo sobre a área em que
determinado indivíduo foi visualizado, o momento no tempo em que esteve em determinado
local e outras possíveis pistas para a sua identificação no nível da espécies, do sexo e até mesmo
do indivído (e.g., pegadas, imagens). Do mesmo modo, para um entendimento aprofundado das
percepções e atitudes da população rural em relação aos mamíferos encontrados nas paisagens,
sugerimos o uso de protocolos de entrevistas específicos.
Assim, o Wildlife-Human Survey é especialmente adequado para pesquisas que
buscam um levantamento rápido de informações para a pesquisa de longo pazo ou o manejo
de um determinado táxon, para locais onde se busca integrar a população em determinada
iniciativa ambiental, para projetos que possuem baixo orçamento e para locais onde outras
metodologias não são eficazes (e.g., onde as armadilhas fotográficas são repetidamente
roubadas). Este método se mostrou adequado para ser utilizado na região estudada, pois cerca
de metade de seus moradores ainda não possuía acesso à internet. O Wildlife-Human Survey
tem o potencial para ser utilizado em outras paisagens rurais e ecossistemas e pode ser adaptado
para o monitoramento participativo da fauna na região.
iii) Levantamento dos principais fatores influenciando as assembleias de mamíferos de médio
e grande porte historicamente e atualmente nas paisagens rurais do Vale do Paraíba
Ao mostrar como o histórico socioambiental da paisagem influenciou as
assembleias de mamíferos, damos destaque à necessidade de compreender e incluir essa
perspectiva nas pesquisas ecológicas e transdisciplinares e na gestão. Esse reconhecimento
pode transformar a visão do pesquisador sobre a pesquisa, regular as hipóteses e gerar dados
mais fidedignos. Para a gestão, compreender quais ações levaram às situações socioambientais
desejadas ou indesejadas do momento atual, pode ajudar a direcionar as ações e tomadas de
decisão. A investigação sobre o histórico da paisagem também nos possibilitou compreender o
que levou ao estado das populações de mamíferos atual.
163
Geramos dados que indicam que fatores socioeconômicos das populações rurais (e
mesmo urbanas no caso da caça esportiva) estão influenciando espécies e guildas de mamíferos,
por vezes mais do que os fatores ambientais e estruturais da paisagem, o que aponta para a
necessidade de ampliação de investigações nesse sentido e de investimento nessa área.
Enquanto algumas populações de mamíferos estão aumentando e algumas espécies estão
ocupando novos ou reocupando espaços, outras espécies estão diminuindo suas populações e
sendo localmente extintas. Esses resultados apontam para a necessidade de monitoramento das
espécies e abrem a questão para investigações. Com relação aos animais que estão mostrando
aumento de suas populações, a transição florestal e o grande aporte de projetos socioambientais
que vem ocorrendo na região apontam para uma retroalimentação amplificadora desse padrão.
Ou seja, é provável que as espécies que estão aumentando continuem nesse processo e, além de
afetar as comunidades biológicas e os ecossistemas regionais, poderão atacar mais a produção
agrícola e sofrer mais ações retaliativas dos produtores rurais.
Por fim, identificamos em nossa pesquisa que o produtor rural na região encontra
dificuldade para permanecer em suas terras e produzir alimentos na região. Sugerimos possíveis
ações para superar o problema que é social, econômico e ambiental e assim possibilitar a
coexistência entre moradores rurais e a mastofauna: i) desenvolver e continuar a fomentar
projetos que possibilitem o desenvolvimento social e a conservação dos mamíferos de forma
integrada (e.g., iniciativas de ecoturismo, certificação ecológica dos produtores ligada à
preservação da fauna e valorização do produto comercializado, pagamento por serviços
ambientais); ii) disponibilizar apoio, por meio de agências governamentais (e.g., casa da
agricultura, secretaria do meio ambiente), técnico (e.g., informações, cursos de capacitação) e
financeiro (e.g., ajuda de custo para implementação de cercas ou abrigos de animais domésticos,
pagamento por perdas causadas por animais silvestres) para o produtor rural que sofre perdas
econômicas; iii) promover iniciativas participativas (e.g., monitoramento participativo da fauna
e das interações ser humano-fauna) que integrem a população humana na discussão sobre a
coexistência com a fauna. Na área estudada, o monitoramento das espécies de mamíferos de
médio e grande porte e de aspectos da população humana rural se mostram necessários para
que se possa acompanhar as mudanças desse sistema socioecológico e, assim, tomar decisões
apropriadas e mais efetivas para a gestão desse sistema a médio e longo prazo.
164
iv) Diagnóstico do conhecimento sobre a caça e o perfil do caçador no Brasil e na região
Centro-Sul
Nossa revisão de literatura mostrou que existem poucos dados consistentes para avaliar
se a caça aumentou, diminuiu ou simplesmente mudou no Brasil e especificamente na região
Centro-Sul nas últimas décadas. Após 50 anos de regulação e ilegalidade da caça na maior parte
do território brasileiro temos poucas informações sobre a atividade nos diferentes sistemas
socioecológicos brasileiros, como por exemplo, qual a quantidade de animais caçados, as
principais espécies-alvo e o perfil dos caçadores. Estas informações são fundamentais para
subsidiar tomadas de decisão sobre o manejo da fauna e atividades de caça. Especificamente
sob os estudos encontrados para a região Centro-Sul, parece improvável que as extensas
mudanças que ocorreram no contexto socioeconômico e ambiental da região não tenham
causado mudanças na cultura da caça. Evidências de que estas mudanças estão acontecendo
estão surgindo na literatura, porém ainda representam um esforço muito pequeno para
possibilitar um diagnóstico da atividade e do perfil do caçador nessa região.
Nesse contexto, tomadas de decisão precisam ser baseadas em uma estratégia de manejo
adaptativo, na qual ações de manejo são tomadas e avaliadas em um curto período de tempo.
Ainda assim, é latente a necessidade de estudos que preencham essas lacunas e que tratem sobre
as transformações que estão ocorrendo na atividade e nos ambientes e suas consequências para
as populações silvestres e humanas. Em especial, necessita-se de estudos sobre sistemas de
manejo formais ou informais existentes em escala local ou regional, afim de embasar futuras
tomadas de decisão. Recomenda-se o fomento de estudos em múltiplas escalas espaço-temporal
(i.e., do local ao regional, do curto ao longo prazo) em todo o território nacional, em especial
nas regiões com poucos estudos.
Para finalizar, destacamos a necessidade de incluir abordagens socioambientais na
pesquisa e no manejo da mastofauna e apontamos a necessidade de desenvolver um sistema de
monitoramento das populações e assembleias de mamíferos nas áreas rurais do Vale do Paraíba.
165
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APÊNDICE I
Questionário semiestruturado utilizado nas entrevistas com atores-chave
1. Você se lembra ou ficou sabendo de algum acontecimento histórico que influenciou o
ambiente aqui da região? Se sim, algum destes eventos afetou os bichos da
mata/mamíferos?
2. Você percebeu mudanças (ex. número de animais, comportamento) nos bichos da
mata/mamíferos nos últimos 30 anos? Se sim, quais? Em que espécies? O que você acha
que gerou essas mudanças?
3. O que você acha que mais afeta o número (aumento ou diminuição) dos bichos da
mata/mamíferos?
4. Você acha que a população humana local influencia o aumento ou a diminuição dos bichos
da mata/mamíferos na natureza? Como?
5. Os bichos da mata/mamíferos causam algum tipo de dano/prejuízo
a. Às pessoas? Quais espécies? Quais culturas?
b. À roça? Que espécies? Quais culturas?
c. Á criação de animais? Quais espécies? Quais animais domésticos?
d. O que as pessoas fazem para evitar esses danos/prejuízos?
6. Você conhece pessoas que se alimentam de bichos da mata/mamíferos? De que espécies?
Com que frequência?
7. Você acha que a caça ainda é uma importante fonte de alimento para as famílias da região?
8. Existe algum outro uso que as pessoas fazem dos bichos da mata/mamíferos na região (ex.
remédio, artesanato, animal de estimação, venda de animais da mata)?
9. Você acha que os bichos da mata/mamíferos trazem algo de bom (são um benefício) para o
homem?
10. Você acha importante cuidar para que estes animais continuem existindo? Por que? (o que
trazem de bom ou ruim?)
11. Você acha que a responsabilidade de cuidar para que os bichos da mata/mamíferos não
desapareçam é de alguém? Se sim, de quem?
Você acha que é uma responsabilidade sua também? Por que?
12. Você acha que alguém deve acompanhar/monitorar a quantidade de bichos da
mata/mamíferos aqui na região? Quem?
198
13. Você se engajaria em esforços para conservar os bichos da mata/mamíferos na natureza? Se
sim, porque? Se não, porque?
14. O que significa conservação da natureza para você?
199
APÊNDICE II
Questionário estruturado utilizado nas entrevistas com moradores rurais.
Parte 1 (frente)
200
Parte 1 (verso)
201
Parte 2
Parte 3
202
203
204
ANEXO I
Parecer consubstanciado do Comitê de Ética em Pesquisa (CEP) da UNICAMP
205
206
207
208
209
ANEXO II
Carta de aprovação da Comissão Técnico-científica do Instituto Florestal (COTEC)
210
211
212
ANEXO III
Termo de Consentimento Livre e Esclarecido submetido e aprovado pelo Comitê de ética em
pesquisa da UNICAMP, entregue e explicado a todos os participantes desta pesquisa
213
214
ANEXO IV